Rapport d'évaluation préalable finale

2,2',6,6'-Tétrabromo-4,4'-isopropylidènediphénol
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
79-94-7

4,4'-Isopropylidenebis[2-(2,6-dibromophénoxy) éthanol]
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
4162-45-2

1,1'-Isopropylidènebis[4-(allyloxy)-3,5- dibromobenzène]
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
25327-89-3

Environnement Canada
Santé Canada
Novembre 2013

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Tableau des matières

Sommaire

Conformément à l’article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE (1999)], les ministres de l’Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable du 2,2',6,6'-tétrabromo-4,4'-isopropylidènediphénol, communément connu sous le nom de tétrabromobisphénol A (TBBPA; numéro de registre du Chemical Abstracts Service [n° CAS] 79-94-7), et de deux substances dérivées -- le 4,4'-isopropylidènebis[2-(2,6-dibromophénoxy)éthanol], communément connu sous le nom de O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA (n° CAS 4162-45-2), et le 1,1'-isopropylidènebis[4-(allyloxy)-3,5-dibromobenzène], aussi appelé O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA (n° CAS 25327-89-3). Dans le cadre de la catégorisation de la Liste intérieure (LI), une priorité a été accordée à l’évaluation préalable de ces substances, car elles répondaient aux critères de persistance et de toxicité intrinsèque pour les organismes non humains. Il a été déterminé que le TBBPA présentait un risque d’exposition intermédiaire pour les particuliers au Canada.

À l’échelle mondiale, le TBBPA et ses dérivés sont principalement d’origine anthropique, et le TBBPA est l’ignifugeant bromé le plus vendu. Il a été produit en quantités supérieures à 120 000 tonnes en 2001 et à 170 000 tonnes en 2004, et la production future augmentera encore probablement davantage. Le TBBPA est intégré aux polymères en tant qu’additif ignifuge ou ignifuge de type réactif dans les résines époxydes et de polycarbonate ignifuges et, dans une moindre mesure, dans les résines de polystyrène-butadiène-acrylonitrile (ABS) et les résines phénoliques. 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. Les résines de polycarbonate ignifuges 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. Les résines ABS qui contiennent du TBBPA sont utilisées dans des pièces pour véhicules automobiles, des tuyaux et des raccords, des réfrigérateurs et d’autres appareils électroménagers, des machines de bureau et des téléphones. Le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA est un additif ignifuge et un ignifuge de type réactif utilisé dans les mousses de polystyrène expansé et les adhésifs. Le O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA est utilisé comme additif ignifuge dans des polymères industriels, des résines époxydes, des polyesters thermoplastiques et thermodurcis, le polyuréthanne, des stratifiés pour les cartes de circuits imprimés ainsi que des adhésifs et des revêtements.

Les résultats d’une enquête menée auprès de l’industrie pour l’année 2000 indiquent que, bien que le TBBPA n’ait pas été fabriqué au Canada cette année-là, de 100 à 1 000 tonnes ont été importées au pays, y compris des mélanges et des produits contenant du TBBPA. Selon des estimations récentes, les importations de TBBPA au Canada sont toujours de l’ordre de 100 à 1 000 tonnes et incluent du TBBPA pur, du TBBPA inaltéré dans des tableaux de connexions imprimés ainsi que du TBBPA sous forme d’additif dans des produits contenant de l’ABS et du polystyrène choc. On estime qu’entre 100 et 1 000 tonnes d’O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA sont importées au Canada à l’heure actuelle. Il n’existe toutefois aucune donnée récente indiquant que le O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA pur serait importé au Canada.

Environnement

Le TBBPA se caractérise par une solubilité dans l’eau faible à modérée, une faible pression de vapeur et un coefficient de partage octanol-eau moyennement élevé, qui varie en fonction de l’état d’ionisation et du pH. Lorsqu’il est rejeté dans l’environnement, le TBBPA devrait se répartir dans les sédiments et le sol, et se lier à la fraction organique de la matière particulaire ainsi qu’à la fraction lipidique du biote. Il existe peu de données mesurées sur les deux substances dérivées du TBBPA; toutefois, selon les prévisions fondées sur des données modélisées, ces substances auraient des propriétés qui pourraient s’apparenter à celles du TBBPA et être extrapolées à partir de celles-ci.

D’après les données empiriques et modélisées, le TBBPA répond aux critères de persistance dans l’eau, le sol, les sédiments et l’air énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999). Bien que cette substance se dégrade par des processus de biodégradation anaérobie et aérobie, sa transformation complète dans l’environnement n’a pas été établie. Sa présence mesurée dans les régions arctiques éloignées laisse croire que cette substance pourrait être transportée depuis sa source jusqu’à une région éloignée. Il a été montré que le TBBPA se dégrade dans des conditions anaérobies et qu’il forme du bisphénol A. Il a été établi que le bisphénol A répond aux critères énoncés à l’article 64 de la LCPE (1999). D’après les données modélisées, le O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA répondent également aux critères de persistance dans le sol, l’eau et les sédiments énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation, mais ils ne répondent pas au critère de persistance dans l’air.

Des données modélisées et empiriques indiquent que le TBBPA peut s’accumuler, dans une certaine mesure, dans les tissus du biote, mais qu’il ne répond pas aux critères de bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. Des données modélisées indiquent que le O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA ne répondent pas non plus aux critères de bioaccumulation.

Le TBBPA est dangereux pour divers organismes aquatiques, et il a des effets nocifs sur la survie, la reproduction et le développement à de très faibles concentrations. Selon des recherches récentes, le TBBPA pourrait perturber le fonctionnement normal du système thyroïdien chez les amphibiens et les poissons et accroître l’activité du système immunitaire chez les bivalves marins. Les concentrations modélisées pour le paramètre d’écotoxicité du O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA sont semblables à celles prévues pour le TBBPA. Pour ce qui est du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, bien que la plupart des paramètres d’écotoxicité aquatique prévus n’entraînent aucun effet à la concentration de saturation, une toxicité chronique est prévue à de très faibles concentrations dans la plage de valeurs de solubilité dans l’eau de cette substance.

La combustion de TBBPA dans certaines conditions peut mener à la formation de dibenzo-para-dioxines bromées et de dibenzofuranes bromés. De petites quantités de ces composés ont été décelées sous forme d’impuretés dans le TBBPA. Ces produits sont des analogues des dibenzofuranes polychlorés et des dibenzo-para-dioxines polychlorées, deux substances figurant à l’annexe 1 de la LCPE (1999).

Le TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA pourraient être rejetés dans l’environnement canadien à la suite d’activités industrielles de transformation, bien qu’on dispose de très peu de mesures de ces substances dans l’environnement au Canada. Le TBBPA a été mesuré dans tous les milieux, et les concentrations les plus élevées ont été mesurées dans des zones urbaines et industrielles. Des scénarios industriels génériques pour le milieu aquatique (qui tiennent compte des données disponibles pour les sites, y compris les quantités potentielles de chaque substance utilisée) ont été élaborés séparément pour chaque substance afin de fournir des estimations de l’exposition. Des analyses du quotient de risque, qui combinent des estimations prudentes de l’exposition aux données d’écotoxicité, ont été réalisées pour les milieux aquatiques, sédimentaires et terrestres pour le TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA. Ces analyses ont montré que les risques pour les organismes au Canada sont peu probables.

Comme le O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA semble peu utilisé au Canada, on n’a pas réalisé d’analyse du quotient de risque pour cette substance dérivée; on considère qu’elle présenterait un faible risque d’exposition et, donc, un risque négligeable pour l’environnement canadien.

D’après les renseignements dont on dispose, le risque associé au TBBPA, au O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et au O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA est actuellement faible pour les organismes ou l’intégrité de l’environnement au sens large. Il est donc conclu que le TBBPA, le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et le O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et 64b) de la LCPE (1999), car ces substances ne pénètrent pas dans l’environnement en des quantités, à des concentrations ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou la diversité biologique, ou de nature à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

Santé humaine

Les sources d’exposition connues au TBBPA de la population générale sont d’origine anthropique et comprennent les milieux naturels (air ambiant, eau, sol, sédiments), la poussière domestique, l’air intérieur, le lait humain, les aliments et les produits traités au TBBPA pour ses propriétés ignifuges. Bien que la majeure partie du TBBPA dans les produits soit liée par covalence, de petites quantités de la substance inaltérée peuvent migrer et constituer une source d’exposition potentielle. Bien que la volatilisation du TBBPA soit faible, il existe une possibilité de dégagement gazeux en raison de sa présence dans les composants électroniques qui chauffent pendant leur fonctionnement et dans la poussière accumulée de ces produits.

Au Canada, la tranche supérieure des estimations de l’exposition la plus élevée a été calculée pour les nourrissons allaités. La caractérisation du risque que présente le TBBPA était fondée principalement sur l’évaluation de l’Union européenne, ainsi que sur la prise en compte de données plus récentes. L’effet critique défini aux fins de la caractérisation du risque pour la santé humaine est la toxicité hépatique observée chez la progéniture femelle de souris à la suite d’une exposition au TBBPA dans le cadre d’une étude de toxicité pour la reproduction.

D’après la comparaison de la tranche supérieure des estimations de l’absorption de TBBPA chez les nourrissons allaités et de l’effet critique pour la caractérisation du risque pour la santé humaine, on considère que les marges d’exposition sont adéquates pour tenir compte des incertitudes relevées dans les bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition.

Les sources d’exposition aux deux composés dérivés, le O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, sont également d’origine anthropique et sont les mêmes que celles du TBBPA, car ils sont utilisés de la même façon. Le O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA est un additif ignifuge et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA peut être utilisé comme additif ignifuge ou ignifuge de type réactif. Lorsqu’elles sont utilisées sous forme d’additifs, ces substances sont plus susceptibles de migrer hors du produit et de devenir une source potentielle d’exposition. Dans le cas du O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA pur, étant donné que son utilisation n’est pas confirmée au Canada, toute exposition humaine résulterait probablement de l’utilisation de produits contenant cette substance, plutôt que de la substance pure elle-même. Bien que l’on dispose de peu de données pour quantifier le potentiel de migration des substances dérivées et que la tranche supérieure des estimations de l’absorption n’ait pas été calculée, il existe un risque d’exposition au TBBPA et à ses deux dérivés.

On considère que la tranche supérieure des estimations de l’absorption du TBBPA calculée tient compte de toute contribution supplémentaire des deux produits dérivés à l’absorption. De même, il a été jugé que l’effet critique pour la caractérisation du risque pour la santé humaine représentait le risque du TBBPA et de ses deux dérivés. Les marges d’exposition sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes relevées dans les bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition pour le TBBPA et ses deux dérivés.

À la lumière des renseignements présentés dans le rapport d’évaluation préalable, il est conclu que le TBBPA, le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et le O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA ne pénètrent pas dans l’environnement en des quantités, à des concentrations ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines et que, par conséquent, ces substances ne satisfont pas aux critères énoncés à l’alinéa 64c) de la LCPE (1999).

Conclusion

D’après les renseignements disponibles sur les facteurs relatifs à l’environnement et à la santé humaine, on conclut que le TBBPA, le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et le O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA ne satisfont pas aux critères énoncés à l’article 64 de la LCPE (1999).

Bien que l’exposition au TBBPA soit actuellement limitée au Canada et que ses concentrations dans l’environnement ne montrent pas d’effets nocifs sur les organismes, on craint que de nouvelles activités, incluant l’augmentation des volumes de fabrication, d’importation ou d’utilisation, puissent entraîner une augmentation de l’exposition des organismes à cette substance au Canada. Par conséquent, différentes options de suivi des changements dans l’utilisation de cette substance sont envisagées, telles que son ajout à l’Inventaire national des rejets de polluants et/ou la modification de la LI afin d’indiquer que cette substance est assujettie aux dispositions relatives à une nouvelle activité. Ainsi toute nouvelle activité relative à l’utilisation, la fabrication ou l’importation est déclarée et est soumise à une évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement.

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Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 1999) exige que les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances qui répondent aux critères de la catégorisation énoncés dans la Loi, afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

Le tétrabromobisphénol A (TBBPA; no CAS 79-94-7) et deux de ses substances dérivées, soit le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA (no CAS 4162-45-2) et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA (no CAS 25327-89-3) sont trois substances figurant sur la LIS qui ont été choisies pour évaluation préalable. Dans le cadre de la catégorisation de la Liste intérieure des substances, ces substances ont été définies comme prioritaires pour l'évaluation préalable, car elles répondaient aux critères de persistance et de toxicité intrinsèque pour les organismes non humains. Il a été déterminé que le TBBPA présentait un risque d'exposition intermédiaire pour la population canadienne.

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères au sens de l'article 64 de la Loi. Les évaluations préalables visent à examiner les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence. Note de bas de page1

La présente évaluation préalable prend en considération les renseignements sur le TBBPA, le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, soit les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations et l'exposition. Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de ces substances sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d'autres documents consultés au cours de recherches documentaires effectuées récemment, c'est-à-dire jusqu'en février 2013 pour les sections qui portent sur les aspects écologiques et jusqu'en janvier 2013 pour les sections qui portent sur les effets sur la santé et l'exposition. Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique; il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions. De plus, une enquête a été menée auprès de l'industrie en l'an 2000 par l'entremise d'un avis publié dans la Gazette du Canada, conformément à l'article 71 de la LCPE (1999).  Cette enquête a permis de recueillir des données sur la fabrication, l'importation, les utilisations et les rejets du TBBPA, du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA (Envisonnement Canada, 2001). En 2011, des renseignements ont été recueillis auprès de l'industrie afin de mettre à jour ces renseignements sur le TBBPA, le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et l'éther allylique TBBPA au Canada (Envisonnement Canada, 2011a).

Dans le cas de l'évaluation des risques pour la santé humaine, ces renseignements comprennent les données utiles à l'évaluation de l'exposition de l'ensemble de la population (exposition non professionnelle) et l'information sur les dangers pour la santé (fondée principalement sur des évaluations effectuées par d'autres organismes selon la méthode du poids de la preuve et ayant servi à motiver la priorisation de la substance). La présente évaluation préalable présente les valeurs estimatives de la limite supérieure d'absorption des milieux naturels pour le Canada. L'annexe 3 présente un tableau d'absorption à la suite d'une exposition de la population générale canadienne à la substance. Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique ou sur l'écart entre les valeurs prudentes donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données déterminées relatives à l'exposition et aux effets, dans le contexte d'une évaluation préalable. L'évaluation préalable n'est pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire des renseignements essentiels qui appuient la conclusion proposée.

La présente évaluation a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes exécutés par ces ministères. On a tenu compte dans cette évaluation des commentaires reçus dans le cadre d'un examen scientifique externe mené récemment sur les parties de cette évaluation préalable portant sur l'écologie, ainsi que de ceux reçus de la part d'experts scientifiques portant sur les parties techniques concernant la santé. En outre, les commentaires recueillis au cours de la période de commentaires du public de 60 jours (du 10 novembre 2012 au 9 janvier 2013) ont été pris en compte et mis en avant dans la présente évaluation. Bien que ces commentaires aient été pris en considération, Santé Canada et Envisonnement Canada assument la responsabilité du contenu et des résultats de l'évaluation préalable.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation sont résumées ci-après.

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Identité de la substance

Aux fins du présent document, la substance est appelée TBBPA, qui est une appellation tirée de son nom chimique, 2,2',6,6'-tétrabromo-4,4'-isopropylidènediphénol, ou tétrabromobisphénol A, qui est une appellation tirée du nom utilisé dans l'inventaire européen des substances chimiques commercialisées existantes (EINECS). Les deux dérivés du TBBPA, le 4,4'-isopropylidènebis[2-(2,6-dibromophénoxy)éthanol] et le 1,1'-isopropylidènebis[4-(allyloxy)3,5- dibromobenzène], sont communément appelés le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, respectivement. Les structures chimiques du TBBPA et de ses deux dérivés sont présentées au tableau 1.

Le TBBPA est produit par la bromation du bisphénol A en présence de solvants aux halocarbures et d'eau ou d'acide bromhydrique à 50 % ou de monoéthers alcoyliques, de méthanol et d'acide acétique (OMS, 1995). Le TBBPA commercial est disponible en deux catégories; une catégorie d'époxyde et une catégorie de polycarbonate de qualité supérieure (HSDB, 2002). Les formulations commerciales sont généralement d'une grande pureté (environ 98 %), sans additifs indiqués (American Chemistry Council Brominated Flame Retardant Industry Panel [ACCBFRIP], 2001c; RER UE, 2008).

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Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 présente les propriétés physiques et chimiques expérimentales et modélisées du TBBPA, du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, qui se rapportent à leur devenir dans l'environnement.

Le TBBPA se caractérise par une solubilité dans l'eau faible à modérée, une faible pression de vapeur, un coefficient de partage carbone organique-eau élevé et un coefficient de partage octanol-eau modéré à élevé qui varie en fonction de l'état de l'ionisation (voir le tableau 2). En tant que composé phénolique, le TBBPA est faiblement acide et peut exister sous forme non dissociée (neutre) ou dissociée (ionisée). On peut retrouver le TBBPA sous forme ionisée monobasique et dibasique, selon si l'ionisation a fait perdre un (monobasique) ou deux (dibasique) atomes d'hydrogène des groupes hydroxy de la molécule.

Il existe peu de données sur le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et leO,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, mais, selon les prévisions fondées sur des données modélisées, ces substances auraient des propriétés comparables à celles du TBBPA. Aucune donnée n'a été relevée concernant le potentiel d'ionisation du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA dans l'environnement d'une manière semblable à celle du TBBPA. Les similitudes entre la structure des chaînes latérales du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et de celles de l'éthanol laissent croire que le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA pourrait s'ioniser de la même manière que l'éthanol, qui a peu tendance à s'ioniser dans l'environnement. En ce qui concerne le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, l'absence de groupes phénoliques dans la molécule laisse croire que la substance ne devrait pas s'ioniser de la même manière que le TBBPA.

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Sources

Les sources d'exposition au TBBPA sont anthropiques, soit principalement des flux de déchets ou des effluents d'usines de traitement, de fabrication et de moulure de composants plastiques et électroniques qui utilisent le TBBPA comme additif ignifuge ou ignifuge de type réactif (de Wit, 2002). Il n'existe aucune source naturelle de TBBPA, à l'exception du 4,4'-méthylènebis[2,6-dibromophenol), un analogue de structure semblable au TBBPA produit par le ver marin segmenté Thelepus setosus (RER UE, 2006).Ce processus a été jugé négligeable comme source de TBBPA dans la nature. Le TBBPA a également été décelé dans les boues d'épuration et le lixiviat des sites d'enfouissement, et il peut être rejeté pendant les activités de traitement des déchets (RER UE, 2006; Osako et al., 2004). Ces résultats indiquent que les sources sont dispersives dans les milieux industriels et domestiques.

Selon les résultats d'une enquête menée auprès de l'industrie en vertu de l'Avis concernant certaines substances inscrites sur la Liste intérieure des substances, paru en application de l'article 71, il n'y a eu aucune fabrication de TBBPA au Canada en 2000, quoique des quantités allant de 100 000 à 1 000 000 kg ont été importées au pays au cours de cette même année. Selon des estimations récentes, les importations de TBBPA au Canada se situeraient toujours entre 100 000 et 1 000 000 kg, dont du TBBPA pur, du TBBPA inaltéré dans des tableaux de connexions imprimés ainsi que du TBBPA sous forme d'additif ignifuge dans des produits contenant de l'acrylonitrile-butadiène-styrène (ABS) et du polystyrène choc (Envisonnement Canada, 2011a). Bien que le TBBPA soit utilisé dans des produits non ignifuges dans certains cas (Envisonnement Canada, 2011a), sa principale utilisation serait en tant qu'ignifuge (Envisonnement Canada, 2001). En 2000, on n'a reçu aucune réponse concernant le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans le cadre de l'enquête menée auprès de l'industrie, ce qui laisse entendre qu'au moment où l'enquête a été réalisée, ces substances n'étaient ni fabriquées ni importées au Canada en quantités supérieures à 100 kg. On estime qu'entre 100 000 kilogrammes et 1 000 000 de kilogrammes du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA sont importés au Canada à l'heure actuelle. Il n'existe toutefois aucune preuve récente indiquant que le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA pur serait importé au Canada (Environnement Canada, 2011a).

En 2001, la demande de TBBPA sur le marché mondial était de 120 000 tonnes, ce qui en faisait l'ignifuge bromé le plus vendu (BSEF, 2003). La production mondiale de TBBPA a augmenté de près de 300 % entre 1991 et 2000, et de 35 % entre 1999 et 2000 seulement (OCDE, 2002). La demande sur le marché de TBBPA par région en 2001 (tonnes métriques et pourcentages) était de 119 700 tonnes au total, répartie comme suit : 89 400 tonnes (74,7 %) pour l'Asie; 18 000 tonnes (15 %) pour l'Amérique; 11 600 tonnes (9,7 %) pour l'Europe; 600 tonnes (0,5 %) pour les autres pays. La production mondiale est demeurée invariablement élevée entre 2002 (150 603 tonnes) et 2004 (170 000 tonnes) et aurait continué à augmenter (Morose, 2006; BSEF, 2004; Law, 2009; Envisonnement Canada, 2011a). Le TBBPA est fabriqué en Israël, aux États-Unis, en Jordanie, au Japon et en Chine (BSEF, 2009).

Le TBBPA a été envisagé comme produit de remplacement de certains polybromodiphényléthers (PBDE), pour lesquels on est arrivé à la conclusion qu'ils remplissaient les critères définis dans le paragraphe 64a) de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2006b), tels que le mélange commercial octabromodiphényléther (OctaBDE). La production d'OctaBDE a été arrêtée progressivement à l'échelle mondiale (DEFRA, 2002). L'OctaBDE était utilisé comme additif dans les résines ABS employées dans les boîtiers d'équipement électrique et électronique; la demande totale sur le marché mondial de l'OctaBDE était estimée à environ 3 790 tonnes en 2001 (BSEF, 2003). Il se peut que le remplacement de l'OctaBDE par le TBBPA dans les produits d'ABS ait accru, dans une certaine mesure, l'utilisation de la substance sous forme d'additif, modifiant la demande et le profil d'utilisation de la substance à l'échelle mondiale et ayant des répercussions sur le potentiel de rejet dans l'environnement.

Jusqu'à 10 % de la production mondiale du TBBPA est consommée dans la synthèse d'autres ignifuges, appelés dérivés du TBBPA. Ces dérivés, dont le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, sont utilisés dans le marché des produits très spécialisés. Le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA est utilisé en tant qu'additif ignifuge dans des polymères industriels, des résines époxydes, des polyesters thermoplastiques et thermodurcis, le polyuréthanne, des stratifiés pour les cartes de circuits imprimés ainsi que divers adhésifs et revêtements (OMS, 1995). Le dérivé O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA est un ignifuge de type réactif utilisé dans les mousses de polystyrène expansé ainsi que les adhésifs et est un additif ignifuge utilisé dans les mousses de polystyrène (de Wit et al., 2011). Il existe d'autres dérivés du TBBPA, dont les oligomères de carbonate de TBBPA et les oligomères époxydiques bromés du TBBPA. Ces dérivés sont également synthétisés à partir de leur composé d'origine, le TBBPA (OMS, 1995).

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Utilisations

L'utilisation du TBBPA en tant qu'ignifuge de type réactif dans les résines époxydes et de polycarbonate ou l'équipement électrique et électronique est estimée entre 70 et 90 % et, en tant qu'additif dans les plastiques (p. ex. résines ABS et phénoliques), entre 10 et 20 % (Heart, 2008; BSEF, 2009). Sous sa forme réactive, le TBBPA se lie par liaison covalente au polymère traité ou s'incorpore à la matrice polymérique traitée (RER UE, 2006). Bien que la majeure partie du TBBPA qui intervient dans la réaction soit liée chimiquement au polymère, il a été démontré qu'une petite fraction (estimée entre 0,0004 et 0,06 %) de la quantité totale utilisée dans la résine ne réagit pas et pourrait s'échapper du produit fini (Selleström et Jansson, 1995; RER UE, 2008).

Le TBBPA est utilisé comme ignifuge de type réactif dans la production de résines époxydes et de polycarbonate ignifuges (OMS, 1995). Les résines époxydes ignifuges qui contiennent du TBBPA sont utilisées dans la fabrication de cartes de circuits et de tableaux de connexions imprimés avec stratifiés d'époxyde rigides ainsi que dans les panneaux de construction renforcés à fibres de verre, les boîtiers de moteur et les plaques à bornes (Danish Environmental Protection Agency, 1999). Par exemple, selon des estimations américaines en 2003, environ 10 000 tonnes de résine époxyde ont été employées dans la fabrication de stratifiés pour les tableaux de connexions imprimés utilisés dans divers marchés d'utilisation finale : ordinateurs et périphériques (35 %), systèmes de communication (20 %), pièces pour automobiles (15 %), télévisions et électronique grand public (10%), domaine militaire (10 %) et autres applications comme des machines de bureau et de l'équipement industriel (10 %) [Morose, 2006]. 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).

Malgré l'utilisation importante du TBBPA à l'échelle mondiale dans les résines époxydes réactives pour les tableaux de connexions imprimés, il est impossible d'affirmer avec certitude si le TBBPA est importé au Canada à l'heure actuelle afin d'être ajouté à des résines époxydes ou à des ignifuges employés dans des tableaux de connexions imprimés. Le TBBPA qui entre au Canada dans des tableaux de connexions imprimés aura déjà réagi, de sorte qu'il n'est présent qu'en quantité résiduelle. Une grande partie du TBBPA importée au Canada est plutôt utilisée comme réactif dans des produits polymères (Environnement Canada, 2011a).

Contrairement aux ignifuges de type réactif, les additifs ignifuges sont combinés physiquement avec le matériel traité plutôt que d'y être liés par une réaction chimique. Par conséquent, les ignifuges de type réactif sont plus susceptibles d'être entraînés par lixiviation hors du produit. Lorsqu'il est utilisé comme additif, le TBBPA peut être combiné avec le trioxyde de diantimoine pour améliorer le rendement (OMS, 1995). Par exemple, le TBBPA peut être utilisé en tant qu'additif ignifuge dans les résines phénoliques, ABS et de polystyrène choc. Les concentrations de TBBPA sont de 17,6 à 22,0 % dans l'ABS et de 14 % dans le polystyrène choc (OMS, 1995; RER UE, 2008). Les résines ABS qui contiennent du TBBPA sont utilisées dans des pièces pour automobiles, des tuyaux et des raccords, des réfrigérateurs et d'autres appareils électroménagers, des machines de bureau et des téléphones (OMS, 1995). Les plastiques qui contiennent du TBBPA se trouvent dans les boîtiers de moniteurs d'ordinateur et de téléviseurs, les cartes de circuits imprimés et des composants d'imprimantes, de télécopieurs, de photocopieurs, d'aspirateurs, de cafetières et de fiches et de prises électriques (ÉPR, 2001; RER UE, 2008).

Le TBBPA est également utilisé dans la préparation d'ignifuges à base de dérivés du TBBPA ainsi que d'ignifuges d'adhésifs et de revêtements et pour accroître la résistance à la corrosion dans les polyesters non saturés utilisés dans du matériel de traitement chimique (Gustafsson et Wallen, 1988).

On dispose de peu de renseignements sur les substances dérivées du TBBPA utilisées dans le commerce comme ignifuges. Cependant, leur utilisation à l'échelle mondiale représente environ 25 % de celle du TBBPA (OMS, 1995). En général, les profils d'utilisation du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA sont semblables à ceux du TBBPA, principalement en ce qui a trait aux utilisations dans les résines époxydes et de certains additifs dans l'ABS et le polytéréphtalate de butylène (courriel envoyé en 2006 par un gestionnaire de la qualité de l'environnement de l'entreprise importatrice de la substance chimique à la Direction des substances existantes, à Envisonnement Canada; source non citée) ainsi qu'en tant qu'additif ignifuge dans des polymères industriels (comme le polytéréphtalate de butylène et le polycarbonate), des résines époxydes, des polyesters thermoplastiques et thermodurcis, le polyuréthanne, des stratifiés pour les cartes de circuits imprimés ainsi que des adhésifs et des revêtements. La substance peut également être utilisée comme réactif dans les polyesters non saturés (Walker, 1995).

Le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA est utilisé comme additif ignifuge et comme ignifuge de type réactif dans les mousses de polystyrène (aussi dans les mousses de polystyrène expansé) [de Wit et al., 2011], de même qu'en tant qu'ignifuge de type réactif pour les adhésifs (courriel envoyé en 2006 par un gestionnaire de la qualité de l'environnement de l'entreprise importatrice de la substance à la Direction des substances existantes, à Environnement Canada; source non citée). À l'heure actuelle, au Canada, le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA est vendu à des fabricants de résines. La résine ignifuge peut être utilisée dans le secteur de la construction.

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Rejets

Aucune donnée n'a été relevée sur les rejets de TBBPA dans l'environnement au Canada. Cette substance n'a pas à être déclarée dans le cadre du programme de l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP). Aux États­Unis, selon le Toxic Release Inventory de 2008, tous les rejets sur place de l'ensemble des installations totalisaient 48 926 livres (22 192 kg) et les rejets hors site 153 500 livres (69 626 kg) [USEPA, 2008]. Les rejets provenaient principalement d'installations qui fabriquaient du TBBPA, des cartes de circuits et des tableaux de connexions imprimés ou des matériaux pour des boîtiers de composants électroniques.

Il peut se produire des rejets de TBBPA dans l'environnement pendant les activités de fabrication et de traitement ainsi que l'utilisation et l'élimination de la substance ou des produits qui contiennent la substance. Les rejets se produisent principalement par différents flux de déchets provenant de la fabrication, du traitement et de l'élimination de la substance et des produits qui la contiennent (c.-à-d. désassemblage, recyclage, sites d'enfouissement, incinération, incendies accidentels et épandage de boues d'épuration à des fins agricoles). Le TBBPA peut être rejeté dans l'air, l'eau, le sol et les sédiments.

Étant donné que le TBBPA ne serait pas produit au Canada, les rejets éventuels liés à cette source n'ont pas été pris en considération dans la présente évaluation. Le TBBPA rejeté pendant les activités de traitement peut pénétrer dans l'air ou être déversé dans les eaux usées. Comme les principales utilisations de la substance sont associées à la production de polymères et à l'équipement électrique et électronique, elle serait rejetée en grande partie dans les zones urbaines et industrielles. Que le TBBPA soit présent dans des particules de poussière atmosphérique ou adsorbé à des particules, sa densité relativement élevée (2,18; OMS, 1995) permet de croire que son élimination de l'air par gravité serait plutôt rapide (RER UE, 2008). Le TBBPA rejeté dans les eaux usées sera probablement transporté vers une installation de traitement. Les cœfficients de partage moyennement élevés laissent supposer que la majeure partie du TBBPA qui entre dans une usine de traitement sera séquestrée dans les boues d'épuration, lesquelles peuvent ensuite être répandues sur le sol. Cependant, de petites quantités (p. ex.  0,025 µg/L; Kuch et al., 2001) ont également été mesurées dans les effluents déversés dans les eaux réceptrices. On prévoit que le TBBPA qui se retrouve dans les eaux de surface se répartira dans les matériaux du lit après avoir été adsorbé aux particules en suspension dans la colonne d'eau et avoir subi une sédimentation.

Des rejets peuvent se produire au cours de la vie utile des produits finaux par volatilisation ou lixiviation. Les études portant sur le potentiel de perte par volatilisation n'ont pas permis de déceler le TBBPA utilisé comme réactif (de Boer et al. 1998; Wolf et al., 2000; ERGO, 2002), En outre, le TBBPA peut pénétrer dans l'environnement à la suite de pertes de particules par les produits polymères pendant leur durée d'utilisation. Le potentiel de rejets de TBBPA à partir de produits démantelés ou éliminés à la fin de leur durée de vie utile, ainsi que la collecte, la séparation et le rebroyage des cartes à circuit imprimé est apparemment limité en raison de la teneur relativement faible du polymère en TBBPA résiduel ou libre (RER de l'UE, 2008).

La quantité totale de TBBPA sous la forme de « déchets restant dans l'environnement » (c.-à-d., le TBBPA dans l'environnement rejeté par les produits et les articles au cours de leur durée de vie utile et lors de leur évaluation) a été estimée à 0,080 tonnes/an (RER de l'UE, 2008). Cette quantité a été calculée sur la base de 4 000 tonnes/an de TBBPA utilisé comme additif dans les produits, et de 21,6 tonnes/an retrouvées dans les produits où cette substance est appliquée comme réactif (RER de l'UE, 2008). En revanche, l'Union européenne fait remarquer que ces données sont très peu probables. Il n'existe pas de méthodologie établie pour estimer le TBBPA sous forme de déchets provenant de produits et d'articles. Pour l'instant, on ne dispose pas des données suffisantes pour conclure avec certitude que les produits rejettent une quantité significative de TBBPA pendant leur durée de vie utile et par la suite (RER de l'UE, 2008).

Parmi les déchets solides contenant du TBBPA, notons des matières mises au rebut pendant les opérations de transformation, des matières particulaires créées pendant le vieillissement et l'usure de produits finaux et des produits jetés à la fin de leur vie utile. Les matériaux dans les sites d'enfouissement subiront des altérations atmosphériques, ce qui entraînera le rejet de particules contenant du TBBPA ou de TBBPA lié à des polymères, surtout dans le sol et, dans une moindre mesure, dans l'eau et dans l'air. Pour l'instant, aucune expérience n'a été menée concernant la lixiviabilité du TBBPA des polymères dans les lieux d'enfouissement technique; néanmoins, la lixiviation pendant des périodes prolongées est une possibilité, car le TBBPA est soluble dans l'eau (RER de l'UE, 2008). Si la lixiviation du TBBPA à partir du plastifiant se produit dans les lieux d'enfouissement technique, cette substance a des chances de s'adsorber aux particules et de se dégrader dans des conditions anaérobies, ce qui réduit, par conséquent, son potentiel de lixiviation dans les eaux souterraines. La faible tension de vapeur pourrait limiter ces pertes grâce à la volatilisation du TBBPA depuis les lieux d'enfouissement technique (RER de l'UE, 2008).

Comme il a été mentionné précédemment, on dispose de peu d'information sur la production et les utilisations des substances dérivées du TBBPA employées dans le commerce comme ignifuges. En général, les profils d'utilisation du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA sont semblables à ceux du TBBPA.

Toutefois, comme aucune des entreprises qui ont répondu à l'avis d'enquête menée en 2000 en application de l'article 71 n'a indiqué qu'elle fabriquait ou importait du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA, et étant donné qu'aucune preuve ne permet de croire que ces données auraient changé, les rejets potentiels provenant d'activités associées à la production et au traitement du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA au Canada sont considérés comme quasi nuls.

Le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA est importé actuellement au Canada pour être utilisé dans des mousses de polystyrène. Par conséquent, les rejets potentiels provenant du traitement du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA devraient être semblables à ceux du TBBPA et pourraient pénétrer dans l'air ou être déversés dans les eaux usées, principalement dans des zones urbaines et industrielles.

En ce qui concerne les deux composés dérivés, l'utilisation des produits finaux pendant la durée de vie utile et l'élimination pourraient constituer une source de rejets.

Les rejets industriels de TBBPA et du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA sont décrits de façon plus détaillée dans la section portant sur l'exposition de l'environnement.

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Devenir dans l'environnement

Le tableau 2 résume certaines des propriétés physiques et chimiques mesurées et prévues du TBBPA et des deux substances dérivées.

Le TBBPA présente une solubilité dans l'eau faible à modérée qui est fonction à la fois de la température et du pH, une faible pression de vapeur, un coefficient de partage carbone organique-eau élevé et un coefficient de partage octanol-eau modéré à élevé (log Koe) qui varie en fonction de l'état de l'ionisation (voir le tableau 2). La forme prédominante de TBBPA dans un système aquatique est fonction du pH du système donné, la forme non dissociée étant celle qui prédomine à un faible pH.

Dans le cadre de cette évaluation, une modélisation de la fugacité de niveau III a été réalisée à l'aide de la valeur expérimentale du log Koe (log Koe = 5,9 [ACCBFRIP, 2001b]) et de la valeur de solubilité dans l'eau (solubilité dans l'eau = 0,063 mg/L, pH de 7,6 à 8,1; NOTOX, 2000) qui correspondent aux valeurs de pH représentant celui des eaux de surface naturelles (pH de 6 à 9). Dans cet intervalle de pH, on observe une certaine dissociation, de sorte qu'on trouve une partie du TBBPA sous forme monobasique et dibasique, ce qui donne un log Koe plus faible que celui de la substance neutre. D'après les propriétés physiques et chimiques du TBBPA (tableau 2), les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (tableau 3a) semblent indiquer que cette substance devrait demeurer principalement dans le sol et les sédiments, selon le milieu dans lequel elle est rejetée.  

Si la substance est rejetée dans l'air, une petite partie ( inférieur(e) à  0,1 %) devrait demeurer dans l'air (voir le tableau 3a). D'après la pression de vapeur modélisée faible de 1,19 x 10-5 Pa et une constante de la loi de Henry inférieure à 0,1 Pa•m3/mol, si la substance n'était rejetée que dans l'air, les deux principaux milieux dans lesquels elle se répartirait seraient le sol (97,6 %) et les sédiments (~ 2,22 %; voir le tableau 3a).

Si le TBBPA était rejeté dans l'eau, il devrait s'adsorber fortement sur les matières solides en suspension et les sédiments, compte tenu des valeurs élevées du log Kco estimées entre 4,52 et 5,43 (tableau 2). D'après la constante de la loi de Henry attribuée à la substance, la volatilisation à partir de la surface de l'eau ne devrait pas être un processus de devenir important de celle-ci. Par conséquent, si l'eau était le milieu récepteur, le TBBPA devrait surtout se répartir dans les sédiments (96,4 %) et le 2,84 % restant devrait rester dans l'eau (voir le tableau 3a).

Si le TBBAP était rejeté dans le sol, son adsorption sur place devrait être élevée (la substance devrait être relativement immobile), d'après la valeur du log Kco. La volatilisation à partir des surfaces de sol humides semble un processus peu important dans le devenir de cette substance d'après sa constante de la loi de Henry. Par conséquent, s'il est rejeté dans le sol, le TBBPA demeurerait principalement (99,8 %) dans ce milieu naturel, comme le montrent les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (voir le tableau 3a).

Ces résultats représentent la répartition de la substance dans un environnement d'évaluation hypothétique découlant d'une répartition intermédiaire, ainsi que la perte tant par les processus de transport d'advection (à l'extérieur du milieu modélisé) que de dégradation ou de transformation. Les valeurs de répartition présentées dans le tableau 3 représentent les effets nets de ces processus dans des conditions de rejets continus lorsqu'un « état stable » hors de l'équilibre est atteint.

Il existe peu de données mesurées sur les propriétés physico-chimiques du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, mais, selon les prévisions fondées sur des données modélisées, ces substances auraient des propriétés comparables à celles du TBBPA (voir le tableau 2). Les deux dérivés devraient également se répartir de façon semblable au TBBPA, soit surtout dans les sédiments et le sol, et ils devraient se lier à la fraction organique de la matière particulaire (voir les tableaux 3b et 3c). Les coefficients de partage prévus légèrement plus élevés du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA laissent croire que cette substance pourrait se répartir plus facilement dans les fractions organiques et s'adsorber plus fortement que les deux autres substances (tableau 3b). Dans le cas du rejet de O,Obis(2 hydroxyéthyl)TBBPA dans l'eau, une fraction légèrement plus importante de la substance pourrait demeurer dans l'eau (c.-à-d. 9,43 % dans l'eau) que celle prévue pour les deux autres substances (tableau 3c). Aucune donnée n'a été relevée concernant le potentiel d'ionisation du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA dans l'environnement d'une manière semblable à celle du TBBPA. Les similitudes entre la structure des chaînes latérales du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et de celles de l'éthanol laissent croire que le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA pourrait s'ioniser de la même manière que l'éthanol, qui a peu tendance à s'ioniser dans l'environnement. En ce qui concerne l'O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, l'absence de groupes phénoliques dans la molécule laisse croire que la substance ne devrait pas s'ioniser de la même manière que le TBBPA.

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Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Des études sur le terrain et en laboratoire indiquent que le TBBPA peut subir une dégradation primaire dans l'environnement, mais que la minéralisation complète de la substance n'a pas été démontrée.

Comme aucune biodégradation du TBBPA n'a été observée dans le cadre de l'essai de biodégradation rapide d'une durée de 14 jours du ministère du Commerce international et de l'Industrie du Japon, on considère que le TBBPA ne se biodégrade pas facilement (CITI, 1992). Dans le cadre d'études en laboratoire menées sur des sols normaux, environ de 36 % à 82 % du TBBPA ajouté au début de l'essai est demeuré dans les sols à la fin de l'essai dans des conditions aérobies (Brominated Flame Retardants Industry Panel, 1989d) et de 44 % à 91 % du TBBPA est demeuré dans les sols dans des conditions anaérobies (Brominated Flame Retardants Industry Panel, 1989e), ce qui indique qu'il n'y a eu qu'une biodégradation partielle de la substance au cours de la période d'essai de 64 jours.

Wildlife International (2006a) a procédé à des études de dégradation à l'aide de TBBPA (marqueur cyclique carbone 14) dans les sols (sable loameux, argile sableuse, loam limoneux et argile limoneuse) dans des conditions aérobie et anaérobie sur une période de six mois. Pour les expériences dans le sol en conditions aérobie, le TD50 pour le TBBPA dans les sols était d'environ 5,3 à 7,7 jours; en revanche, le RER de l'UE (2008) laisse entendre que les valeurs de TD50 pourraient avoir largement représenté l'adsorption dans le sol plutôt que la biotransformation. La quantité de carbone 14 retrouvé dans les produits minéralisés a augmenté lentement pendant la durée de l'étude, jusqu'à atteindre environ 18 à 22 % après six mois. Dans la composante anaérobie de l'étude, des proportions importantes de la substance radiomarquée semblent également avoir été adsorbées dans les sols. Dans l'étude de biodégradation anaérobie, le niveau de minéralisation complète a atteint environ 12 à 18 % (en fonction du type de sol) après quatre mois dans une des séries de l'expérience. Dans une autre série, une minéralisation complète d'environ 3 à 9 % a été observée après six mois. Les résultats de la dégradation anaérobie dans le sol étaient difficiles à interpréter, car l'ensemble des conditions anaérobie n'étaient pas présentes dans le système expérimental du sol pendant toute la durée de l'étude.

Wildlife International (2006b) a également procédé à une dégradation anaérobie du TBBPA dans l'eau et les sédiments à partir de deux sources d'eau douce dans le Maryland. Grâce à cette étude de 102 jours, le TD50 du TBBPA a été estimé à 28 et 24 jours pour l'ensemble du système eau-sédiments. Une minéralisation minimale est apparue dans les sédiments (minéralisation totale de 4,0 % et de 0,8 %) au cours de l'essai de 102 jours. Les résultats ont montré que la biodégradation en bisphénol A avait eu lieu via trois produits intermédiaires principaux. Même s'il restait des incertitudes dans l'analyse, on a émis l'hypothèse que du bi- et du tribromobisphénol A aient été formés, ainsi que, potentiellement, du mono- et du diméthyléther de TBBPA.

Dans un système d'essai microbien dans l'eau et les sédiments dans des conditions aérobies, environ de 45 % à 61 % du TBBPA est demeuré dans le système après une période d'essai de 56 jours, ce qui indique que les demi-vies estimées sont comprises entre 48 et 84 jours (Brominated Flame Retardants Industry Panel 1989f). Pour un essai dans des conditions aérobie et à l'aide de sédiments de rivière du sud de Taiwan, les constantes du taux de dégradation pour le TBBPA (50mg/g) allaient de 0,053 à 0,077 jour-1 (soit une demi-vie comprise entre 9 et 13,1 jours) (Chang et al., 2012). En ce qui concerne les échantillons de sédiment non stérilisé, 21,4 à 39,5 % du TBBPA restait après 20 jours d'incubation. L'étude a également mis en lumière que les bactéries Bacillus pumilus et Rhodococcus ruber dominaient dans le processus de biodégradation du TBBPA dans le réseau hydrographique. La dégradation du TBBPA en condition aérobie était améliorée par certaines substances additives, parmi lesquelles les rhamnolipides entraînaient une dégradation plus importante du TBBPA que les autres.

Même s'il existe quelques données expérimentales sur la dégradation du TBBPA, une méthode du poids de la preuve reposant sur des RQSA a également été utilisée avec les modèles de dégradation présentés au tableau 4. Étant donné l'importance écologique du milieu aquatique, le fait que la plupart des modèles disponibles s'appliquent à l'eau et que le TBBPA devrait être libéré dans ce milieu, la biodégradation dans l'eau est la biodégradation qui a surtout été étudiée. Le TBBPA ne contient pas de groupements fonctionnels pouvant subir une hydrolyse.

Les résultats des modèles de biodégradation sont uniformes. Les résultats des cinq modèles de biodégradation ultime (sous-modèles BIOWIN 4.10; TOPKAT, 2004; CATABOL, 2004-2008) indiquent que la biodégradation serait très lente ou récalcitrante et que la demi-vie dans l'eau serait supérieure ou égale à 182 jours. De plus, le sous-modèle BIOWIN 4 pour la biodégradation primaire (modèle d'enquête primaire) prévoit que la substance a une demi-vie primaire supérieure ou égale à 182 jours.Par conséquent, si l'on tient compte de tous les résultats modélisés, il existe des preuves permettant d'affirmer que la demi-vie de biodégradation du TBBPA dans l'eau est supérieure ou égale à 182 jours. Le TBBPA devrait donc être persistant dans l'eau d'après les critères établis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000).

Selon un ratio d'extrapolation de 1:1:4 pour la demi-vie associée à la biodégradation dans l'eau, le sol, les sédiments (Boethling et al., 1995), la demi-vie dans le sol est aussi supérieure ou égale à 182 jours, tandis que la demi-vie dans les sédiments est supérieure ou égale à 365 jours. Le TBBPA devrait donc être persistant dans l'eau d'après les critères établis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Aucune donnée mesurée sur la biodégradation n'a été relevée concernant le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA. En ce qui concerne le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA, deux des trois sous-modèles de dégradation ultime BIOWIN (version 4.10), de même que le sous modèle de dégradation primaire, laissent entendre que la biodégradation est lente ou très lente. En ce qui concerne le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, tous les modèles de biodégradation BIOWIN (version 4.10) indiquent que la biodégradation est très lente ou récalcitrante. Par conséquent, si l'on tient compte de tous les résultats modélisés, il existe des preuves fiables qui indiquent que la demi-vie de biodégradation du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans l'eau est supérieure ou égale à 182 jours. D'après un ratio d'extrapolation de 1:1:4 pour une demi-vie de biodégradation dans l'eau, le sol et les sédiments (Boethling et al., 1995), la demi-vie de biodégradation dans le sol est aussi supérieure ou égale à 182 jours et la demi-vie dans les sédiments est supérieure ou égale à 365 jours. Ces résultats indiquent que les dérivés du TBBPA devraient être persistants dans l'eau, le sol et les sédiments.

Il a été démontré que le TBBPA se dégrade dans des conditions anaérobies et qu'il forme du bisphénol A. On s'est rendu compte que le bisphénol A répond aux critères de l'article 64 de la LCPE (1999) Cette substance présente une toxicité aiguë pour les organismes aquatiques et il a été démontré qu'elle avait un effet nocif sur la croissance et le développement des organismes aquatiques et des organismes terrestres. Il a été démontré qu'une exposition à de faibles concentrations (p. ex. moins de 1 mg/L) de bisphénol A, particulièrement à certains stades sensibles du cycle de vie, peut entraîner des modifications permanentes de la capacité hormonale, de la capacité de développement et de la capacité de reproduction des organismes aquatiques et des amphibiens (Gouvernement du Canada, 2008).

La biodégradation du TBBPA en bisphénol A se produit dans des sédiments contaminés d'eau douce maintenus dans un milieu anaérobie (Ronen et Abeliovich, 2000) ainsi que dans des sédiments marins anoxiques (Voordeckers et al., 2002), mais elle peut également se produire dans d'autres systèmes anaérobies. Ravit et al. (2003, 2005) ont démontré la biotransformation du TBBPA en bisphénol A dans des échantillons de sédiments à l'aide de deux espèces de macrophytes de marais salés, soit l'herbe salée (Spartina alterniflora) et le roseau commun (Phragmites australis). De plus amples renseignements sont nécessaires pour évaluer l'importance de cette voie de dégradation dans les milieux aquatiques au Canada. Il est également possible que le TBBPA se dégrade en bisphénol A dans les conditions observées pendant le traitement anaérobie des boues d'épuration. Aucune donnée empirique permettant de quantifier les taux de production de bisphénol A à partir de la transformation du TBBPA dans les boues ou dans l'environnement n'a été relevée. Dans des sédiments salins et marins, on a observé une déshalogénation complète du TBBPA par étape pour former le bisphénol A, mettant fin à la dégradation rapide (Ronen et Abelovich, 2000; Voordeckers et al., 2002; RER UE, 2006).

Le méthoxyméthane du TBBPA (méthyl-TBBPA), un dérivé du TBBPA, a été décelé dans quelques échantillons prélevés dans l'environnement, et on pense qu'il se formerait par la transformation microbienne du TBBPA dans l'environnement (Watanabe et al., 1983). Watanabe et al. (1983) s'inquiètent du fait que le méthyl-TBBPA pourrait être plus bioaccumulable que le TBBPA. Toutefois, on considère également que la présence de cette substance pourrait signifier la présence possible de TBBPA, et on s'inquiète du fait que le méthyl-TBBPA pourrait être plus bioaccumulable que le TBBPA (Watanabe et al., 1983). On dispose de peu de données sur les propriétés physiques et chimiques du méthyl-TBBPA. La pression de vapeur mesurée de 2,67 x 10-5 Pa (25 °C; Watanabe et Tatsukawa, 1989) semble indiquer que le méthly-TBBPA présente une plus grande volatilité, de sorte que sa présence dans l'atmosphère serait plus importante que celle du TBBPA (pression de vapeur mesurée de 6,24 x 10-6 Pa à 25 °C). Cependant, selon la modélisation de la fugacité de niveau III, seulement une très petite partie (pas de plus de 0,5 %) du méthyl-TBBPA rejeté dans l'environnement se répartirait dans l'air, et la majeure partie se répartirait dans les sédiments et dans le sol. Les ouvrages indiquent que les coefficients de partage octanol-eau (exprimés sous forme de log Koe) sont de 6,4 (Watanabe et Tatsukawa, 1989) et de 7,6 (Sellström et Jansson, 1995). Ces valeurs semblent indiquer que le méthyl-TBBPA s'adsorbera fortement aux matières organiques dans les sédiments et le sol ainsi qu'à la fraction lipidique du biote. Dans le cadre d'essais visant à comparer les sédiments en amont d'une usine de fabrication de matières plastiques située en Suède à ceux en aval, le TBBPA et son dérivé méthyl-TBBPA ont été décelés en une concentration largement supérieure en aval de l'usine (Sellström et Jansson, 1995). La source du dérivé méthyl-TBBPA est inconnue.

La combustion du TBBPA et des deux substances dérivées peut, dans certaines conditions, mener à la formation de dibenzo-para-dioxines bromées et de dibenzofuranes bromés, deux substances figurant à l'annexe 1 de la LCPE (1999) qui sont des produits de dégradation potentiellement dangereux. De petites quantités de ces substances dérivées ont été décelées sous forme d'impuretés dans le TBBPA (RER UE, 2008).

La demi-vie prévue pour la dégradation du TBBPA dans l'atmosphère découlant de la réaction avec les radicaux hydroxyles est de 3,615 jours (AOPWIN, 2008) [tableau 4]. Cette demi-vie est supérieure à la limite de deux jours pour la persistance dans l'air prévue dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada 2000), ce qui laisse entendre que le TBBPA est susceptible de rester dans l'atmosphère suffisamment longtemps pour être transporté sur de grandes distances. Cependant, selon la modélisation de la fugacité de niveau III, seulement une très petite partie du TBBPA rejeté dans l'environnement se répartirait dans l'air. Par conséquent, les concentrations atmosphériques de la substance devraient être faibles. Le coefficient de partage octanol-eau moyennement élevé du TBBPA (valeur expérimentale du log Koe de 5,9) laisse croire que le TBBPA rejeté directement dans l'air serait susceptible de s'adsorber à des particules, puis d'être éliminé dans le sol ou l'eau par dépôts secs et humides (Hazardous Substances Databank [HSDB], 2002). Il existe également des preuves qui indiquent que le TBBPA peut subir une dégradation biotique et abiotique. Il semblerait que ces processus soient lents, mais qu'ils contribueraient à réduire les quantités de TBBPA pouvant être transportées dans l'atmosphère. Wania (2003) a utilisé quatre modèles de prévision pour évaluer le transport du TBBPA sur de longues distances, qui lui ont permis de conclure que le potentiel de transport à grande distance est très faible et dépend du comportement des particules atmosphériques auxquelles il s'adsorbe. Toutefois, les données publiées indiquent que le TBBPA a été mesuré dans des échantillons d'air (Alaee et al., 2003; Xie et al., 2007), de sédiments marins (Fjeld et al., 2004) et de biote (Fjeld et al., 2004) prélevés dans plusieurs régions de l'Arctique. Cette contamination peut être d'origine locale, compte tenu de l'utilisation répandue du TBBPA dans de nombreux produits commerciaux. Or, ces résultats peuvent également démontrer que, dans certaines circonstances, le TBBPA peut rester dans l'atmosphère assez longtemps pour permettre le transport sur de grandes distances et vers des régions éloignées.

Le TBBPA peut également subir une dégradation photolytique dans l'air. Le principal produit de dégradation photolytique par le rayonnement ultraviolet est le 2,4,6-tribromophénol, mais plus de 20 produits de dégradation photolytique dans l'air ont été identifiés provisoirement (Eriksson et Jakobsson, 1998).

Le TBBPA peut subir une décomposition photolytique dans l'eau, qui entraîne la production d'un certain nombre de phénols substitués. Les principaux produits de décomposition sont le 2,6-dibromo-4-hydroxyphénol, le 2,6-dibromo-4-(2-hydroxypropan-2-yl)phenol et le 2,6-dibromo-4-(prop-1-èn-2-yl)phénol (Eriksson et al., 2004). De plus, Han et al. (2009) ont montré que l'oxydation du TBBPA induite par l'oxygène singulet pouvait se produire dans des solutions aqueuses lors de l'irradiation du TBBPA dissout dans une solution d'acides humiques. Dans cette étude, lorsqu'un mélange aqueux d'acides humiques était irradié (à 400 nm) en présence de TBBPA, l'oxygène était consommé, produisant l'anion radical ,6-dibromo-4-hydroxycyclohexa-2,5-dièn-1-one, décelé à l'aide d'une résonance paramagnétique électronique. Selon les auteurs de l'étude, ces résultats indiquent que la combinaison de rayonnement solaire et d'acides humiques pourrait jouer un rôle important dans l'environnement.

Bastos et al. (2008) ont utilisé le TBBPA dans l'élaboration d'une méthode visant à déterminer les taux de dégradation oxydative de substances chimiques comme indice de vulnérabilité aux réactions d'oxydation. Cette méthode évalue la dégradation oxydative dans l'eau en présence de permanganate de potassium; elle n'imite donc pas la dégradation dans l'environnement, mais vise plutôt à indiquer les substances qui pourraient subir une oxydation dans la nature. Cette étude a montré que la décomposition du TBBPA était rapide, les demi-vies variant entre 140 secondes (à 0 ºC) et 23 secondes (à 21 ºC) à un pH de 7,6, ce qui indique que cette substance est sensible aux réactions d'oxydation dans l'environnement.

Les demi-vies du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans l'atmosphère calculées à l'aide du modèle AOPWIN (version 1.92) sont respectivement de 0,418 jour et 0,159 jour. Ces valeurs sont inférieures au critère de 2 jours pour la persistance dans l'air établi dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000]. La modélisation de la fugacité de niveau III prévoit que les deux substances dérivées, lorsqu'elles sont rejetées dans l'environnement, se déposeront principalement dans les sédiments et dans le sol, et que de très petites quantités seulement (moins de 0,6 %) seront réparties dans l'air. Les coefficients de partage octanol-eau moyennement élevés (valeur prévue du log Koe entre 5,48 et 7,48 pour le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et entre 8,71 et 10,33 pour le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA) laissent croire que ces substances, lorsqu'elles sont rejetées directement dans l'air, s'adsorberont à des particules en suspension dans l'air d'une manière semblable à celle du TBBPA. Ainsi, ces substances peuvent, dans une certaine mesure, être transportées dans des courants atmosphériques à l'échelle locale, mais il est peu probable qu'elles demeurent dans l'atmosphère suffisamment longtemps pour être transportées sur de longues distances avant d'être éliminées par dépôts secs ou humides.

En résumé, d'après les données empiriques et modélisées, le TBBPA répond aux critères de persistance dans l'eau, le sol et les sédiments (demi-vies dans le sol et l'eau supérieur(e) ou égal(e) à  182 jours, demi-vie dans les sédiments supérieur(e) ou égal(e) à  365 jours), ainsi que dans l'air (demi-vie dans l'air supérieur(e) ou égal(e) à  2 jours) établis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Gouvernement du Canada, 2000).

D'après les données modélisées, le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA répondent aux critères de la persistance dans l'eau, le sol et les sédiments (demi-vies dans le sol et l'eau supérieur(e) ou égal(e) à  182 jours et demi-vie dans les sédiments supérieur(e) ou égal(e) à  365 jours), mais ils ne répondent pas aux critères de la persistance dans l'air (demi-vie dans l'air supérieur(e) ou égal(e) à  2 jours) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

Le potentiel de bioaccumulation du TBBPA dans le milieu aquatique est lié à la proportion de la forme neutre et non dissociée présente qui prédomine à des valeurs de pH plus faibles. Comme le montre le tableau 2, le TBBPA se caractérise par un log Koe modéré à élevé à un pH faible (p. ex. log Koe de 6,53 à un pH de 3,05) [Kumarochi et al., 2008], alors qu'à des pH représentatifs des eaux de surface naturelles (pH de 6 à 9), on observe une augmentation des formes dissociées du TBBPA, ce qui contribue à une diminution des valeurs du log Koe. Les valeurs expérimentales du log Koe obtenues pour le TBBPA varient entre 4,5 et 5,9. Les valeurs modélisées du log Koe fondées sur des valeurs expérimentales de solubilité dans l'eau ont été déterminées à 5,1 (solubilité dans l'eau = 0,240 mg/L, pH de 6,7 à 7,3; ACCBFRIP, 2002b) et à 5,7 (solubilité dans l'eau = 0,063 mg/L, pH de 7,6 à 8.1; NOTOX, 2000) [WSKOWWIN, 2008]. Aux fins de cette évaluation, la valeur expérimentale du log Koe de 5,9 (ACCBFRIP, 2001b) a été choisie comme valeur prudente pour représenter la valeur supérieure de l'intervalle du potentiel de bioaccumulation du TBBPA dans les eaux de surface du Canada.

Les données expérimentales sur la bioaccumulation du TBBPA, qui portent sur plusieurs espèces de poissons et d'invertébrés aquatiques, laissent généralement penser que le potentiel de bioaccumulation de la substance est de faible à modéré. Le tableau 5a présente les valeurs empiriques du facteur de bioconcentration (FBC) du TBBPA. La bioconcentration et l'élimination du TBBPA ont été évaluées chez la tête-de-boule Pimephales promelas (Brominated Flame Retardants Industry Panel, 1989c). Le FBC chez la tête-de-boule a été établi à 1 200, et la valeur prévue du FBC fondée sur les taux observés d'absorption et de dépuration était de 1 300. Le 14C-TBBPA a été éliminé rapidement du tissu, et sa demi-vie était de moins de 24 heures. Quatre-vingt-quinze pour cent (95 %) de l'élimination des résidus marqués au carbone 14 a eu lieu entre le jour 1 et le jour 4 de la période de dépuration, et 98 % des résidus avaient été éliminés à la fin de l'essai, soit après 6 jours. L'OCDE (2001a) indique que les mesures de radioactivité tiennent compte de la présence de la substance d'origine et de ses métabolites possibles. Dans le cadre de l'examen de cette étude sur le FBC, le RER de l'UE (2008) a estimé que la quantité de TBBPA d'origine présente par rapport à la charge corporelle totale de radioactivité était d'environ 13 %. Par conséquent, les FBC exprimés en fonction du TBBPA d'origine présent dans l'organisme seraient approximativement de 160 (selon la concentration mesurée) ou de 177 (selon les données cinétiques).

La bioconcentration de TBBPA chez le crapet arlequin (Lepomis macrochirus) a été évaluée à l'aide d'un produit commercial contenant du TBBPA radio-marqué, et la concentration mesurée à la fin de l'essai était de 10 µg/L (Velsicol Chemical Corporation, 1978f). Au cours de la période de traitement de 28 jours, les valeurs du FBC du TBBPA ont été déterminées à 20 (tissus comestibles) et à 170 (viscères). Les concentrations dans les deux types de tissus ont diminué rapidement au cours de la période de retrait, atteignant des concentrations non détectables au jour 7 dans les tissus comestibles et au jour 10 dans les viscères. Les auteurs du rapport ont conclu que le TBBPA ne présentait pas de potentiel de bioaccumulation chez le crapet arlequin.

Une étude de bioconcentration a été menée chez la carpe (Cyprinus carpio), qui a été exposée pendant huit semaines à des concentrations de 80 µg/L et de 8 µg/L de TBBPA dans l'eau (CITI, 1992). Bien que l'étude soit peu détaillée, les résultats démontrent que le TBBPA s'accumule de 30 à 341 fois chez le poisson exposé à 80 µg/L de TBBPA et de 52 à 485 fois chez le poisson exposé à une concentration de 8 µg/L.

La bioconcentration et l'élimination du TBBPA chez l'huître (Crassostrea virginica) ont été mesurées sur une période d'exposition de 20 jours à une concentration nominale de 1,0 µg/L de TBBPA (Brominated Flame Retardants Industry Panel, 1989b), suivie d'une période de dépuration de 14 jours. Les concentrations de TBBPA dans les tissus de l'huître ont atteint un état stable le jour 5. Un FBC de 720 a été calculé à l'aide des concentrations mesurées, et une valeur estimée du FBC de 780 a été obtenue à l'aide des taux d'absorption et de dépuration. Le TBBPA a été éliminé des huîtres de façon constante au cours de la période de dépuration de 14 jours; la demi-vie calculée du TBBPA dans le tissu des huîtres se situerait entre les jours 3 et 5 de la période de dépuration.

La bioaccumulation du TBBPA et les effets des concentrations de carbone organique dans les sédiments sur le potentiel de bioaccumulation ont été étudiés chez le moucheron d'eau douce (Chironomus tentans) pendant une période d'exposition de 14 jours(Brominated Flame Retardants Industry Panel, 1989h) Les sédiments utilisés dans le cadre de l'essai (concentrations nominales de 200, de 100, de 50, de 25 et de 13 mg TBBPA/kg poids sec de TBBPA dans les sédiments) représentaient un intervalle de teneurs en carbone organique totales, soit des teneurs élevées (6,8 %), moyennes (2,7 %) et faibles (0,25 %). Les valeurs du FBC, qui ont été calculées en tant que rapport entre la concentration de TBBPA dans l'organisme et celle de l'eau interstitielle environnante, variaient entre 240 et 510 dans les sédiments à teneur élevée en CO, entre 490 et 1 100 dans les sédiments à teneur moyenne en CO et entre 650 à 3 200 dans les sédiments à faible teneur en CO.

L'absorption et l'accumulation de TBBPA chez le ver de terre (Eisenia fetida) ont été examinées dans le cadre d'une étude de toxicité (ACCBFRIP, 2003). Les vers de terre adultes ont été exposés aux concentrations moyennes mesurées de TBBPA suivantes : 0,562, 1,16, 2,11, 4,50, 9,01, 16,7 et 35,4 mg/kg poids sec dans le sol. Les concentrations dans les tissus ont été mesurées à la fin de la période d'exposition de 28 jours, puis comparées aux concentrations correspondantes dans le sol pour estimer les facteurs de bioaccumulation (FBA) chez le ver de terre. Un FBA de 5,1 a été obtenu pour le ver de terre à la concentration d'essai la plus faible, et les FBA associés aux autres concentrations variaient entre 0,24 et 0,019. Bien qu'un facteur supérieur à 1 soit généralement considéré comme élevé dans le cadre d'une étude sur l'accumulation dans le sol et les sédiments (p. ex. FBA dans le sol), les auteurs de l'étude proposent que la diminution des FBA lorsque les concentrations dans le sol augmentent signifierait qu'il n'y a pas de bioaccumulation du TBBPA dans les tissus des vers de terre pendant une période d'exposition de 28 jours.

Halldin et al. (2001) ont examiné l'absorption et la répartition du TBBPA chez la caille du Japon (Coturnix japonica) aux stades adulte et embryonnaire. Dans la première expérience, des œufs de caille fécondés ont été injectés au troisième jour d'incubation, puis ont fait l'objet d'une analyse radiométrique aux jours 6 ou 9. Dans la deuxième expérience, une dose unique de TBBPA radio-marqué a été injectée dans les œufs aux jours 6, 10 et 15 de l'incubation, puis un embryon de 15 jours provenant de chaque traitement a été analysé par autoradiographie. Dans la dernière expérience, des femelles pondeuses ont reçu une dose de 14C-TBBPA par voie orale ou intraveineuse. Les oiseaux exposés par voie orale ont été sacrifiés après 24 heures ou 9 jours, et l'oiseau ayant reçu une injection intraveineuse a été sacrifié une heure après l'exposition. Les résultats des trois expériences indiquent que le transfert du TBBPA à l'embryon en développement est faible, et que la partie absorbée de la substance est métabolisée rapidement, puis excrétée. Chez les femelles pondeuses ayant reçu une dose de TBBPA par voie orale ou intraveineuse, on a observé une élimination relativement rapide dans la bile et les matières fécales. Seulement de petites quantités du composé radioactif étaient présentes dans le tractus gastro-intestinal après une période de 9 jours. Selon les chercheurs, le risque d'exposition de l'embryon au TBBPA suivant une absorption alimentaire chez la femelle pondeuse (c.-à-d. transfert maternel) devrait être faible.

Chez les mammifères, des études menées sur des rats (voir, par exemple, Hakk et al., 2000; Szymanska et al., 2001) montrent que le TBBPA est grandement métabolisé et excrété, de sorte qu'il est peu probable qu'il soit bioaccumulable.

Afin d'examiner le potentiel de bioaccumulation du TBBPA de façon plus approfondie, une méthode prédictive a été appliquée au moyen des modèles de FBA et de FBC existants, comme le montre le tableau 5b. Selon le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), une substance est bioaccumulable si ses facteurs de bioconcentration et de bioaccumulation sont supérieurs ou égaux à 5 000. Toutefois, le calcul des facteurs de bioaccumulation est la mesure préconisée pour évaluer le potentiel de bioaccumulation des substances. En effet, le facteur de bioconcentration ne prend pas en compte de manière adéquate le potentiel de bioaccumulation des substances par l'alimentation, lequel est un facteur majeur pour les substances dont le log Koe est supérieur à ~4,0 (Arnot et Gobas, 2003). On estime que la modélisation cinétique du bilan massique sert en principe à fournir la prévision la plus fiable pour déterminer le potentiel de bioaccumulation puisqu'elle tient compte des paramètres cinétiques et physiologiques, qui peuvent être corrigés lorsque les données le permettent.

Des estimations du FBC et du FBA, corrigées en fonction d'une biotransformation potentielle, ont été produites à l'aide de modèle BCFBAF (EPI Suite, 2008).Des constantes du taux métabolique ont été obtenues in vivo en normalisant le FBC selon la méthode décrite par Arnot et al. (2008a, 2008b et 2009). Étant donné qu'une relation peut être établie entre le potentiel métabolique, le poids corporel et la température (Hu et Layton, 2001; Nichols et al., 2007), le modèle BCFBAFWIN normalise davantage la constante kM pour un poisson de 10 g à 15o C en fonction du poids corporel de poissons de niveau trophique intermédiaire (184 g) dans le modèle Arnot-Gobas (Arnot et al., 2008b). Des poissons de niveau trophique intermédiaire ont été utilisés pour représenter les conditions d'exposition moyennes dans les eaux du Canada, car, en raison de leur poids, ils représentent davantage les poissons susceptibles d'être consommés par des piscivores aviaires ou terrestres. Après avoir procédé à la normalisation, les valeurs médianes du kM variaient entre 0,29 et 1,71, la valeur moyenne étant de 1,12 jours-1. D'autres estimations du FBC ont également été produites à l'aide du modèle CPOP (CPOP, 2008; BBM avec facteurs atténuants, 2008).

L'utilisation d'une valeur prudente du log Koe de 5,9 pour représenter les eaux de surface naturelles devrait donner un résultat indiquant qu'une partie du TBBPA total est présente sous forme ionisée (RER UE, 2008). Quand on tient compte de la transformation métabolique, les valeurs prévues du FBC sont comparables aux FBC mesurés, allant de 150 (modèle BCFBAFWIN) à 347,9 (modèle CPOP). De plus, quand on tient compte de la transformation métabolique, le FBA prévu est de 174. Les prévisions du facteur de bioconcentration et du facteur de bioaccumulation indiquent que le potentiel de bioconcentration et de bioaccumulation de la substance est limité (tableau 5b).

Les données existantes indiquent que le TBBPA devrait avoir un faible potentiel de bioaccumulation en raison de ses propriétés physiques et chimiques (p. ex diamètre maximal relativement grand de 1,3 à 1,4 nm, ionisation à des pH pertinents du point de vue de l'environnement, différents log Koe), des faibles valeurs expérimentales pour le FBC et le FBA du sol et de la preuve que le TBBPA est grandement métabolisé et excrété chez les organismes aquatiques et terrestres. Les valeurs du facteur de bioconcentration et du facteur de bioaccumulation en fonction du métabolisme sont inférieures à 5 000, ce qui correspond aux données sur les propriétés physico-chimiques et aux données empiriques sur le facteur de bioconcentration. D'après l'uniformité des valeurs disponibles obtenues par modélisation cinétique et empirique, corrigées en fonction du métabolisme, et compte tenu des preuves empiriques de potentiel métabolique, la substance TBBPA ne répond pas au critère de bioaccumulation (FBA supérieur(e) à 5 000) énoncé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Aucune étude n'a été menée sur la bioaccumulation du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA. Une étude récente portant sur le dépistage des ignifuges dans les œufs du goéland argenté dans la région des Grands Lacs (Letcher et Chu, 2010) a permis de déceler des concentrations du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA variant entre 0,08 et 0,56 ng/g poids humide. Bien que les concentrations étaient très faibles, l'étude laisse croire que la substance est transférée des goélands à leurs œufs. Toutefois, aucun FBA n'a été obtenu expérimentalement pour le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, de sorte qu'il faut se fier aux estimations des modèles RQSA pour évaluer la bioaccumulation. Le modèle BCFBAF (EPIsuite, 2008) prévoit que la substance aura un potentiel de bioconcentration modéré si on ne tient pas compte de la biotransformation et que le FBC estimé sera d'environ 1930 (méthode de régression linéaire) d'après la valeur du log Koe de 8,71 corrigée à l'aide de la méthode d'ajustement de la valeur expérimentale. Les estimations du FBC et du FBA, corrigées en fonction d'une biotransformation (valeur kM produite pas le modèle RQSA = 0,0018 pour un poisson de 10 grammes à 15 °C), étaient respectivement de 1 757 et de 2 312 000 (EPIsuite, 2008). Arnot et Gobas (2006) ont fait une évaluation critique des données disponibles sur la bioaccumulation (FBC et FBA) chez les poissons et d'autres organismes. Dans les figures 6 et 9 du modèle d'Arnot et Gobas (2006), à une valeur de log Koe de 8,71 pour le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, la répartition empirique des données « acceptables » sur le FBC et le FBA chez le poisson indique qu'il n'y a aucune substance chimique dont les valeurs du FBC et du FBA dépassent 5 000, ce qui indiquerait que les résultats prévus sont hors du domaine des données empiriques et qu'ils doivent être jugés comme très incertains. Il est fort probable que la faible biodisponibilité du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA diminue l'exposition et l'absorption chez les organismes aquatiques.

Selon le modèle FBCmax avec facteurs d'atténuation (CPOP, 2008; BBM avec facteurs d'atténuation, 2008), la taille moléculaire et le métabolisme atténuent la bioaccumulation. Les résultats du modèle CPOP laissent penser que l'intervalle de Dmax du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA (c.-à-d. de 1,4 à ~2,0 nm) peut diminuer l'absorption par les branchies en raison des effets stériques, permettant ainsi aux processus d'élimination d'excéder le taux d'absorption et de limiter l'accumulation totale chez le poisson dans le cas d'expositions d'origine hydrique. Ce modèle donne une valeur estimée du kM d'environ 0,02 jours-1, valeur qui se trouve dans la fourchette des taux de biotransformation lente (Arnot et al., 2008b) et qui laisse supposer qu'il pourrait y avoir une forte accumulation par voie alimentaire (c.-à-d. facteurs de bioamplification ou FBA), qui n'est pas soumise aux mêmes effets stériques de diminution liés aux branchies. Cependant, il n'existe aucune donnée empirique sur la bioaccumulation par voie alimentaire pour appuyer cette hypothèse.

Les données sur le dérivé O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA sont donc limitées et très incertaines. Toutefois, lorsqu'on examine la nature de l'incertitude à la lumière des données existantes sur le log Koe, des effets stériques, de la faible biodisponibilité et de l'absence de données empiriques sur la bioaccumulation à une valeur du log Koe supérieure à 8 environ, l'erreur à l'origine de l'incertitude ne laisse pas supposer qu'une conclusion prudente s'impose. D'autres éléments de preuve semblent indiquer que le potentiel de bioaccumulation de ce dérivé est limité par la faible biodisponibilité ainsi que par des restrictions relatives à l'absorption stérique et au métabolisme. Par conséquent, le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA ne répond pas au critère de bioaccumulation proposé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Gouvernement du Canada, 2000). Des mesures empiriques du potentiel de bioaccumulation alimentaire appuieraient cette conclusion, le cas échéant.

D'après les résultats d'une étude expérimentale sur le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA, le potentiel de bioaccumulation serait faible, avec une FBC variant entre 10 et 53 (CITI, 1992). Le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA devrait avoir un potentiel de bioconcentration modéré lorsqu'on ne tient pas compte de la biotransformation et que le FBC est estimé à environ 1060 (méthode de régression linéaire, EPIsuite 2008) d'après la valeur prévue du log Koe de 5,48 corrigée à l'aide de la méthode d'ajustement de la valeur expérimentale (KOWWIN, version 1.67). La constante du taux métabolique a été obtenue à l'aide d'une routine de normalisation FBC in vivo décrite précédemment (étude CITI, 1992) et a permis d'estimer une valeur moyenne du kM de 13,8-1, ce qui correspond à la structure de l'éther. Le FBC et le FBA corrigés en fonction du métabolisme qui ont été estimés à l'aide de cette valeur étaient de 14,4 et de 14,3 pour les poissons de niveau trophique intermédiaire. Le modèle CPOP (CPOP, 2008; BBM avec facteur d'atténuation, 2008) estime le FBC à 29,1 et prévoit que le métabolisme et la taille moléculaire sont les principaux facteurs d'atténuation qui ont des effets sur le potentiel de bioaccumulation. Le diamètre maximal (Dmax) de ce dérivé éther du TBBPA varie entre 1,4 nm et 1,9 nm, ce qui correspond aux faibles valeurs du FBC observées. Bien que les données sur ce dérivé soient limitées, les caractéristiques stériques, les taux métaboliques estimés ainsi que les données modélisées et expérimentales laissent penser que le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA présente un faible potentiel de bioaccumulation. Par conséquent, cette substance ne répond pas au critère de bioaccumulation proposé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Gouvernement du Canada, 2000).

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Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

Évaluation de l'exposition de l'environnement

Concentrations dans l'environnement

Le TBBPA a été mesuré dans tous les milieux (voir les tableaux 6 et 7), et les concentrations les plus élevées ont été mesurées dans des zones urbaines et industrielles. Toutefois, le TBBPA a été mesuré dans tous les milieux (voir les tableaux 6 et 7), et les concentrations les plus élevées ont été mesurées dans des zones urbaines et industrielles. Pour l'Amérique du Nord, on n'a trouvé pratiquement aucune donnée caractérisant les concentrations des substances dérivées et, pour le reste du monde, on n'en a trouvé que très peu.

Zweidinger et al. (1979a) ont analysé des échantillons d'air prélevés à proximité de deux installations de synthèse de produits chimiques organobromés dans le sud-est des États-Unis et ont décelé des concentrations d'un produit commercial contenant du TBBPA, le Tetrabrom, atteignant 0,028 µg/m3 près d'une installation et 1,8 µg/m3 près de la deuxième. Le TBBPA a également été décelé dans des particules aériennes prélevées dans des sites d'échantillonnage situés près de grandes usines de fabrication de substances bromées en Arkansas (DeCarlo, 1979), mais les concentrations mesurées ne sont pas précisées.

Une concentration de 0,00007 µg/m3 de TBBPA a été mesurée dans un échantillon d'air archivé prélevé en 1994-1995 à Dunai, dans l'Arctique russe (Alaee et al., 2003). Il s'agit d'une très faible concentration, mais cette constatation est importante, car elle démontre le transport possible de la substance vers des régions arctiques éloignées.

Xie et al. (2007) ont mesuré des concentrations de 5,0 x 10-8 µg/m3 et de 1,7 x 10-7 µg/m3 en phase gazeuse dans deux des sept échantillons d'air prélevés en 2004 dans la région arctique du nord-est de l'Atlantique, entre la Norvège et l'Islande. Selon les auteurs, ces données démontrent également que le TBBPA pourrait présenter un potentiel de transport à grande distance.

Dans le cadre d'études menées en Europe, le TBBPA a été mesuré dans des échantillons d'air et de précipitations. Peters (2003) a décelé des concentrations allant de 0,0006 µg/L à 0,0026 µg/L (moyenne de 0,0011 µg/L) dans 8 des 50 échantillons d'eau de pluie prélevés aux Pays-Bas, en Belgique et en Allemagne (limite de détection : 0,0005 µg/L). Des collecteurs de précipitation ouverts ont été utilisés pour recueillir les échantillons, de sorte qu'il était impossible de différencier les dépôts secs et humides. Le TBBPA était la substance la plus souvent détectée parmi les 15 ignifuges bromés analysés dans le cadre de l'étude, qui mesurait également les concentrations de 13 polybromodiphényléthers et hexabromocyclododécanes. Les auteurs ont avancé que les émissions diffuses provenant des produits de consommation pourraient constituer une source importante de TBBPA dans l'atmosphère.

Duyzer et Vonk (2003) ont décelé le TBBPA dans des échantillons d'air et de précipitations prélevés en 2000 et en 2001 à 18 endroits aux Pays-Bas. Le TBBPA était présent dans 41 % des échantillons d'air prélevés en 2000 (concentration moyenne de 1 x 10-7 µg/m3) et dans 31 % des échantillons d'air prélevés en 2001 (concentration moyenne de 2 x 10-6 µg/m3; limite de détection non précisée). Le TBBPA a également été décelé dans 41 % des échantillons de précipitations prélevés en 2000 (moyenne de 0,0002 µg/L) et dans 69 % de ceux prélevés en 2001 (moyenne de 0,0029 µg/L; limite de détection non précisé). La concentration la plus élevée, soit 0,0041 µg/L, a été mesurée dans un échantillon de 2001.

Xie et al. (2007) ont analysé les échantillons d'air en phase gazeuse et particulaire qui avaient été prélevés dans le nord de l'Allemagne et la région de la mer des Wadden de la mer du Nord. Le TBBPA a été mesuré dans tous les échantillons en phase particulaire du nord de l'Allemagne, à des concentrations allant de 1,6 x 10-7 µg/m3 à 8,5 x 10-7 µg/m3. La substance a également été détectée dans six des sept échantillons en phase gazeuse, à des concentrations allant de 5 x 10-8 µg/m3 à 2,5 x 10-7 µg/m3. Les deux échantillons de la mer du Nord contenaient des concentrations de 2,1 x 10-7 µg/m3 et de 5,0 x 10-7 µg/m3 en phase vapeur, et, en phase particulaire, ils contenaient des concentrations de
1,0 x 10-7 µg/m3 et de 1,9 x 10-7 µg/m3.

On n'a relevé aucun rapport indiquant que du TBBPA avait été décelé dans l'eau de surface au Canada. Les mesures des concentrations de TBBPA dans des eaux de surface prélevées à l'extérieur du Canada sont abordées dans la section sur la santé humaine du présent rapport, et elles varient entre moins de 3,0 x 10-5 µg/L (Labadie et al., 2010) et 0,05 µg/L (Agence environnementale du Japon, 1989 et 1991)

Kuch et al. (2001) ont analysé des échantillons d'eau de surface prélevés en amont et en aval d'usines de traitement des eaux usées situées en Allemagne. Le TBBPA a été détecté dans 4 des 15 échantillons prélevés en amont, à des concentrations allant de 0,00081 µg/L à 0,0204 µg/L, ainsi que dans 3 des 15 échantillons prélevés en aval, à des concentrations allant de 0,0011 µg/L à 0,0188 µg/L (limite de détection : 0,0002 µg/L). Le méthly-TBBPA était présent dans deux des échantillons prélevés en amont, à des concentrations variant entre 0,00042 µg/L et 0,00086 µg/L, ainsi que dans un des échantillons prélevés en aval, à une concentration de 0,00106 µg/L (limite de détection : 0,0002 µg/L). Cette référence ne précisait pas pourquoi la fréquence de détection du TBBPA et du méthly-TBBPA était supérieure en amont qu'en aval des usines. Cette référence ne précisait pas pourquoi la fréquence de détection du TBBPA et du Méthyl-TBBPA était supérieure en amont qu'en aval des usines.

Des concentrations pouvant atteindre 472 mg/kg (ng/g) en poids sec (moyenne de 104 mg/kg en poids sec; médiane de 96,7 mg/kg en poids sec) ont été détectées dans 15 des 17 échantillons de boues d'égout collectées en 2009 dans 17 installations de traitement des eaux usées dans la région de Catalogne, en Espagne (Gorga et al., 2013). Des concentrations de monobromobisphénol A (6 échantillons sur 17 avec des niveaux pouvant atteindre 807 mg/kg en poids sec) et de tribromobisphénol A (10 échantillons sur 17 avec des niveaux pouvant atteindre 886 mg/kg en poids sec) ont été détectées. De même, lorsqu'on établit une comparaison avec le TBBPA, des concentrations plus élevées de ces deux composés (3 à 9 fois pour le monobromobisphénol A, et 1,5 à 20 fois pour le tribromobisphénol A) ont été observées. Des concentrations de bisphénol A, allant de 55,6 à 2 595 mg/kg en poids sec, ont été détectées dans tous les échantillons. Ce résultat semble être dû à la fois à la dégradation du TBBPA, ainsi qu'à la production industrielle et à l'utilisation du bisphénol A lui-même.

Le TBBPA a été mesuré dans les sédiments de surface dans le delta de la rivière Pearl, dans le sud de la Chine, avec des valeurs allant de 0,06 mg/kg à 304 mg/kg en poids sec (Feng et al., 2012). La concentration moyenne la plus élevée de TBBPA a été détectée dans les sédiments collectés dans le cours inférieur de la rivière Dayanhe (64,7 mg/kg en poids sec), où est située une décharge de déchets électroniques. L'échantillonnage a eu lieu entre juillet 2009 et octobre 2010. En outre, des concentrations de TBBPA, allant de 657 mg/kg à 732 mg/kg en poids sec (moyenne = 694  mg/kg en poids sec) ont été signalées dans deux échantillons de boues résiduaires collectées dans une usine de traitement des eaux usées à Guangzhou, où sont traitées des eaux résiduaires domestiques et industrielles (avec un rapport d'environ 6:4, respectivement).

On a mesuré des concentrations de la substance allant jusqu'à 21,7 µg/kg poids sec (particules) et 0,085 µg/kg (phase dissoute) dans des échantillons d'influents de cinq usines de traitement des eaux usées situées au sud-est de l'Angleterre prélevés en 2002 (Morris et al., 2004). On n'a trouvé aucune trace de la substance (limite de détection : 3,9 µg/kg poids sec) dans les effluents, mais elle était présente à des concentrations comprises entre 15,9 µg/kg et 112 µg/kg poids sec (moyenne de 59 µg/kg poids sec) dans les échantillons de boues. Ces cinq usines de traitement ont signalé qu'elles ne recevaient que des eaux usées domestiques. Dans le cadre de cette même étude, la substance a été détectée dans les boues de six usines de traitement des eaux usées situées en Irlande. Les concentrations mesurées dans ces échantillons allaient de moins de 2,4 µg/kg à 192 µg/kg poids sec (moyenne de 95 µg/kg poids sec).

Un échantillonnage de l'influent et de l'effluent a eu lieu à l'usine de traitement des eaux usées de Leeuwkuil, en Afrique du Sud. Le TBBPA a été mesuré à 6,6 mg/L, 6,8 mg/L 6 et 3,3 mg/L dans les échantillons d'influent (filtré), d'influent brut (non filtré) et d'effluent, respectivement (Chokwe et al., 2012).

Le TBBPA a été détecté dans la fraction particulaire des effluents terminaux de cinq usines de traitement des eaux usées prélevés en 2002 aux Pays-Bas (Morris et al., 2004). Les concentrations variaient entre 3,1 µg/kg et 63 µg/kg poids sec (moyenne de 42 µg/kg poids sec). Des échantillons de boues d'épuration prélevés au cours de la même année à huit sites aux Pays-Bas contenaient jusqu'à 600 µg/kg poids sec (moyenne de 79 µg/kg poids sec) [Morris et al., 2004].

La substance a été mesurée à une concentration de 0,9 µg/L dans le lixiviat de sites d'enfouissement prélevé à un site de démontage de produits métalliques situé en Finlande (Peltola, 2002). Le TBBPA a également été détecté dans le lixiviat de trois des neufs sites d'enfouissement étudiés aux Pays-Bas (de Boer et al., 2002). Les concentrations mesurées dans les échantillons en phase particulaire variaient entre 43 µg/kg et 320 µg/kg poids sec.

Du TBBPA a été détecté dans un échantillon de lixiviat, parmi un ensemble de 40 échantillons de pré-traitement et de 10 échantillons de post-traitement collectés dans dix sites d'enfouissement de matières résiduelles au Canada au cours des programmes d'échantillonnage de 2009 et 2010 menés par Environnement Canada, à une concentration déclarée de 0,049 mg/L (49 ng/L) en 2009 (CRA, 2011). Les seuils de détection du laboratoire étaient compris entre 0,020 et 20 mg/L.

Schlabach a déterminé que des sédiments de cours d'eau qui recevaient un ruissellement de sites d'enfouissement contenaient du TBBPA en une concentration allant jusqu'à 44 µg/kg (ng/g) de sédiment. Dans une étude portant sur le lixiviat de sites d'enfouissement au Japon, des chercheurs ont trouvé des concentrations de TBBPA atteignant 0,62 µg/L (620 000 pg/L) de lixiviat. Après le traitement du lixiviat, on a observé une réduction importante des concentrations de TBBPA dans le cadre de cette étude. On croit que les sources de TBBPA étaient notamment des déchets d'équipement électrique et électronique ainsi que des cendres de plastiques contenant du TBBPA provenant d'incinérateurs (Osako et al., 2004).

Quade (2003) a mesuré les concentrations de TBBPA dans les sédiments en suspension échantillonnés à huit stations d'échantillonnage de la rivière Detroit et du canal Trenton, dans la région des Grands Lacs (sites au Canada et aux États-Unis), en juillet 2000. Ces concentrations dans les sédiments variaient entre 0,60 µg/kg et 1,84 µg/kg poids sec (limite de détection de 0,002 µg/kg poids sec), et les concentrations plus élevées ont été mesurées en aval de l'usine de traitement des eaux usées de Detroit (1,84 µg/kg poids sec). Des concentrations élevées de TBBPA ont également été mesurées en aval de l'embouchure de la rivière Rouge (1,82 µg/kg poids sec), qui fait partie d'un bassin hydrographique fortement peuplé et industrialisé, ainsi que dans le canal Trenton (1,30 µg/kg et 1,31 µg/kg poids sec, respectivement). C'est à la station d'échantillonnage du sud du lac Sainte-Claire que les concentrations de TBBPA étaient les plus faibles (0,60 µg/kg poids sec), soit en amont d'une activité industrielle importante. L'auteur de l'étude a conclu qu'il existait une forte corrélation entre les concentrations de TBBPA et l'activité humaine dans le bassin hydrographique.

Dans le cadre de cette même étude, on a également examiné les sédiments benthiques recueillis à huit endroits différents dans le lac Ontario (Quade, 2003). Les résultats préliminaires indiquaient que les concentrations de TBBPA dans les sédiments du lac Ontario étaient largement inférieures à celles mesurées dans la rivière Detroit, variant entre « aucune concentration mesurée » et 0,063 µg/kg poids sec (limite de détection non précisée). Même si la contamination décelée était moins importante, l'étude a permis de confirmer la présence de TBBPA dans des sédiments au Canada.

Des concentrations de TBBPA variant entre « aucune concentration mesurée » et 330 000 µg/kg poids sec (limite de détection d'environ 100 µg/kg poids sec) ont été mesurées dans des échantillons de sédiments recueillis en 1977 à proximité de deux usines de fabrication de substances chimiques aux États-Unis qui utilisaient des composés organiques bromés (Zweidinger et al., 1979b). Même si les concentrations les plus élevées étaient associées aux échantillons prélevés le plus près des propriétés des usines, la présence de concentrations détectables dans les échantillons prélevés jusqu'à 750 m des usines vient prouver que le TBBPA est mobile et qu'il peut être transporté dans l'environnement.

Des études sur la contamination des sédiments ont été menées en Norvège, aux Pays-Bas, en Belgique, au Royaume-Uni, en Allemagne et au Japon au cours de la période 2000-2003. La concentration la plus élevée de TBBPA enregistrée était de 9 750 µg/kg (ng/g) poids sec près d'une installation de fabrication d'ignifuges bromés au Royaume-Uni (Morris et al., 2004).

D'autres études récentes portant sur des échantillons de sédiments de lacs et de rivières prélevés en Angleterre, en France et en Chine ont permis de déceler des concentrations de TBBPA allant de 0,07 µg/kg (ng/g) à 230 µg/kg (ng/g) poids sec (Harrad et al., 2009; Zhang et al., 2009; Labadie et al., 2010, et Xu et al., 2012)

La documentation actuelle contient peu de renseignements sur les concentrations de TBBPA dans le sol. DeCarlo (1979) a décelé du Tetrabrom, produit commercial contenant du TBBPA, dans des échantillons de sol prélevés à proximité d'usines de fabrication de substances bromées en Arkansas; toutefois, cette étude n'indique ni la concentration de TBBPA mesurée ni l'emplacement du site d'échantillonnage. Pellizzari et al. (1978) ont signalé une concentration maximale dans le sol de 222 000 µg/kg (poids sec ou humide non précisé) près d'installations de production situées dans le sud de l'Arkansas. Arnon (1999) a mesuré une concentration de TBBPA de 450 000 µg/kg (poids sec ou humide non précisé) dans le sol prélevé à un site contaminé en Israël. Leisewitz et al. (2001) ont fait état d'une concentration d'environ 0,2 µg/kg poids sec dans le sol recueilli près d'un site de production. L'emplacement du site, le type de production et l'année d'échantillonnage n'étaient pas précisés. Quoique limitées, ces données démontrent que le TBBPA peut s'accumuler à des concentrations élevées dans le sol, en particulier dans les environs d'installations de production.

Une étude récente a mesuré le TBBPA dans des échantillons de sol collectés dans des terres agricoles à proximité d'un site de recyclage de déchets électroniques à Beijing, en Chine. Cette étude est arrivée à la conclusion que, sur les onze échantillons collectés, deux présentaient des concentrations de 0,8 et 5,6 mg/kg en poids sec, alors que la majorité des échantillons présentait des concentrations de TBBPA inférieures à la limite de détection de 0,04 mg/kg (Xu et al., 2012).

Lee et Peart (2002) ont analysé la présence de TBBPA dans des échantillons de boues prélevés entre juillet 1994 et janvier 2001 à 35 usines de traitement des eaux usées municipales au Canada. Des échantillons de boues brutes et digérées ont été recueillis dans des réservoirs de sédimentation primaire et des clarificateurs secondaires, respectivement, de différentes usines situées dans 21 petites, moyennes et grandes municipalités de sept provinces. Le TBBPA a été décelé dans 34 des 35 échantillons, à des concentrations variant entre 2,9 µg/kg et 46,2 µg/kg poids sec (limite de détection de 1 µg/kg poids sec). La concentration la plus élevée a été mesurée dans un échantillon de boues brutes recueilli en 2000 à une usine de traitement située dans la région de Toronto. Selon les chercheurs, les eaux usées industrielles associées à la production de textiles, de meubles, de jouets et de cartes de circuits imprimés pourraient être les sources du TBBPA décelé dans les échantillons provenant des usines de traitement des eaux usées.

Dans une étude de développement en laboratoire selon une méthode analytique, Saint-Louis et Pellertier (2004) ont mesuré le TBBPA dans un échantillon déshydraté de boues résiduaires, collecté en 2003 dans une usine de traitement des eaux usées de la province de Québec. L'échantillon avait une teneur en eau de 69,4 % et était très hétérogène et fibreux. Deux lots de quatre sous-échantillons ont été analysés à six mois d'intervalle, en octobre 2003 et en avril 2004. Du TBBPA a été détecté dans ces deux lots à un niveau moyen de 330 + 70 mg/kg ps (n = 3) et de 310 + 90 mg/kg ps (n = 5), respectivement. Après l'étape de nettoyage supplémentaire, les récupérations moyennes pour l'extraction du TBBPA à partir de cet échantillon étaient de 92 + 12 % (n = 4) et de 91 + 12 % (n = 4), respectivement. Les chercheurs ont noté que les boues de cette usine sont incinérées.

Du TBBPA a été détecté et mesuré dans 4 des 40 échantillons ponctuels de boues ou de biosolides collectés lors de trois jours ouvrables consécutifs en 2010 et 2011, dans sept usines municipales de traitement des eaux usées au Canada, à des concentrations allant de 53 à 195 mg/kg (ng/g) en poids sec (limites de détection de 23,2 – 65,6 mg/kg en poids sec) (Smyth, 2013). Ces quatre échantillons ont été collectés dans la même usine de traitement primaire par procédé chimique, qui ne dispose pas de digesteur de boues. L'influent de l'usine était composé principalement d'eaux brutes résidentielles, avec une quantité moindre d'influents industriels et commerciaux (y compris provenant de l'industrie lourde, d'hôpitaux et d'universités). La part du carbone organique n'a pas été mesurée; en revanche, les solides volatils et les matières solides totales l'ont été dans le cadre de l'étude. Les récupérations de substituts dans les échantillons de boues ou de biosolides collectés étaient habituellement faibles, comprises entre 2,27 % et 82,0 %. Les récupérations de substituts dans les quatre échantillons de boues ou de biosolides présentant des concentrations mesurables de TBBPA étaient comprises entre 4,06 % et 12,0 %. Smyth a évoqué la possibilité que les substituts soient détruits ou liés dans la matrice de l'échantillon.

Les auteurs d'un rapport présentant des résultats analytiques sur la présence de TBBPA dans des boues d'épuration d'une usine de traitement des eaux usées de Montréal ont indiqué que la boue séchée de cette usine était incinérée. En extrapolant à partir de la concentration mesurée de TBBPA, les auteurs ont estimé qu'environ 8 kg de la substance pénétraient chaque année dans l'environnement à la suite de l'incinération des boues d'épuration à Montréal (Saint-Louis et Pelletier, 2004). Dans certaines parties du Canada, il peut y avoir des cas où des boues d'épuration sont épandues sur des terres agricoles pour amender le sol; il n'en reste pas moins que l'élimination dans des sites d'enfouissement est également possible.

Quade (2003) a mesuré des concentrations de TBBPA dans des boues d'épuration recueillies dans cinq usines de traitement dans le sud de l'Ontario et dans sept usines de traitement aux États-Unis. Les échantillons représentaient une variété d'apports d'eaux usées et d'égout et de types de traitement. Toutes les usines canadiennes effectuaient un traitement primaire et secondaire (digestion aérobie), et une usine effectuait également un traitement tertiaire. Les usines aux États-Unis utilisaient l'un des trois types de traitement suivants : digestion anaérobie, stabilisation à l'aide d'oxyde de calcium ou compost. L'échantillonnage aux usines du Canada a été réalisé entre octobre et décembre 2002, et les échantillons des États-Unis ont été recueillis entre mars 1999 et août 2001. Le TBBPA était présent dans tous les échantillons analysés, à des concentrations allant de 9,04 µg/kg à 43,1 µg/kg poids sec dans les boues des sites canadiens et de 2,98 µg/kg à 196 µg/kg poids sec dans celles des États-Unis. Ces résultats n'ont pas permis d'établir de corrélation en fonction du type de traitement.

Plusieurs pays d'Europe et le Japon ont signalé la présence de TBBPA dans des boues d'épuration à des concentrations de l'ordre de ng/g (Morris et al., 2004; Öberg et al., 2002; ministère de l'Environnement du Japon, 2003). Dans la plupart des cas, l'usine de traitement ne recevait pas de rejets d'eaux usées industrielles contenant du TBBPA.

Une étude récente a signalé des concentrations de TBBPA allant de 67,1 mg/kg à 618 mg/kg en poids sec et de 4,01 mg/kg à 144 mg/kg en poids sec dans des échantillons de boues d'épuration issues d'usines municipales et industrielles de traitement des eaux usées , respectivement, en Corée (Hwang et al., 2012).

Le TBBPA a été détecté dans un éventail de biotes, dont des poissons, des invertébrés, des mammifères marins et des oiseaux. Une étude portant sur la présence du TBBPA dans le biote de l'Amérique du Nord a été trouvée dans la documentation publiée. Johnson-Restrepo et al. (2008) ont mesuré des concentrations de la substance dans la graisse du dauphin à gros nez (Tursiops truncates) ainsi que dans le tissu musculaire du requin bouledogue (Carcharhinus leucas) et du requin à nez pointu de l'Atlantique (Rhizoprionodon terraenovae); ces échantillons ont été prélevés de 1991 à 2004 dans les eaux côtières de la Floride. Il y avait du TBBPA dans les 31 échantillons analysés, en concentrations allant de 0,056 μg/kg à 8,48 μg/kg poids lipidique chez le dauphin à gros nez, de 0,035 μg/kg à 35,6 μg/kg poids lipidique chez le requin bouledogue, et de 0,495 μg/kg à 1,43 μg/kg poids lipidique chez le requin à nez pointu.

Des échantillons prélevés sur des espèces européennes d'anguille, de saumon, de perche, de brochet et de morue contenaient des concentrations de TBBPA allant de 0,021 µg/kg à 5,0 µg/kg poids humide (Kemmlein, 2000; Peltola, 2002; SFT, 2002). De Boer et al. (2002) ont analysé des échantillons prélevés chez une variété d'espèces aquatiques en 1999 et en 2000 au Royaume-Uni, aux Pays-Bas et dans la mer du Nord, dans lesquels ils ont décelé du TBBPA chez l'anguille, le merlan, la morue, l'étoile de mer, le buccin et le bernard l'ermite. Les concentrations allaient de moins de 0,1 µg/kg à 3,3 µg/kg poids humide et de moins de 97 µg/kg poids lipidique à 245 µg/kg poids lipidique chez les espèces de poissons. Les concentrations mesurées chez l'étoile de mer étaient de 4,5 µg/kg poids humide et variaient de moins de 1 µg/kg à 96 µg/kg poids lipidique chez les autres invertébrés. De Boer a également décelé du TBBPA dans des échantillons hépatiques de cormoran (de 0,07 µg/kg à 0,28 µg/kg poids humide) et des échantillons de graisse prélevés sur des marsouins communs (de 0,05 µg/kg à 376 µg/kg poids humide). Le méthly-TBBPA a été mesuré dans 4 des 10 œufs de la sterne pierregarin, à des concentrations variant entre 0,4 µg/kg et 0,8 µg/kg poids humide (de Boer et al., 2002). Morris et al.(2004) ont analysé les concentrations de la substance dans des échantillons de biote recueillis entre 1998 et 2001 dans des rivières et des estuaires qui se déversent dans le bassin de la mer du Nord à partir du Royaume-Uni, de la Belgique et des Pays-Bas. Les concentrations les plus élevées ont été mesurées chez le marsouin commun (jusqu'à 418 µg/kg poids lipidique), le merlan (jusqu'à 245 µg/kg poids lipidique), l'étoile de mer (un échantillon, 205 µg/kg poids lipidique) et le buccin (jusqu'à 96 µg/kg poids lipidique). Le TBBPA a également été décelé chez le bernard l'ermite (moins de 1 µg/kg à 35 µg/kg poids lipidique), le cormoran (2,5 µg/kg à 14 µg/kg poids lipidique), l'anguille (moins de 0,1 µg/kg à 13 µg/kg poids lipidique) et la morue (moins de 0,3 µg/kg à 1,8 µg/kg poids lipidique). Herzke et al. (2005) ont noté la présence de TBBPA dans huit œufs d'oiseaux prédateurs recueillis en Norvège. Les concentrations dans les œufs allaient de moins de 0,004 µg/kg à 0,013 µg/kg poids humide. L'autorité de contrôle de la pollution de Norvège (SFT, 2002) a décelé le TBBPA dans des échantillons de mousse provenant de la Norvège, à des concentrations variant entre 0,019 µg/kg et 0,89 µg/kg poids humide. Selon les chercheurs, la présence de TBBPA dans la mousse pourrait indiquer le potentiel de transport atmosphérique de la substance. Des échantillons hépatiques de morue recueillis à deux endroits dans le nord de la Norvège contenaient 0,5 µg/kg et 2,5 µg/kg poids lipidique (Fjeld et al., 2004). La présence de TBBPA dans le biote d'endroits nordiques éloignés vient également prouver la possibilité du transport atmosphérique à grandes distances.

Le TBBPA a été mesuré chez plusieurs espèces de poissons du Japon, à des concentrations allant de 0,8 µg/kg à 4,6 µg/kg poids humide et de 3,4 µg/kg à 23 µg/kg poids lipidique (Watanabe et Tatsukawa, 1989; Ohta et al., 2004). Le méthly-TBBPA a été décelé en une concentration d'environ 5 µg/kg poids humide chez les moules de la baie d'Osaka (Watanabe et al., 1983).

Il existe très peu de données sur la mesure de concentrations du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans l'environnement et le biote. Dans le cadre d'une étude récente menée par Qu et al. (2011), le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA a été mesuré dans des échantillons environnementaux prélevés dans la rivière Liuyang au sud de la Chine, en 2009. Les concentrations de la substance dans l'eau allaient de quantités non détectables à 0,0491 µg/L (49,1 ng/L) [n = 18], et les concentrations les plus élevées ont été décelées directement en aval d'une usine de fabrication d'ignifuges bromés. Les concentrations dans les sédiments affichaient le même modèle, allant de 143,4 à 10 183,41 µg/kg (ng/g) [n = 18], et les concentrations les plus élevées ont été mesurées au même endroit en aval de l'usine de fabrication.

Ismail et al. (2006) ont décelé du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans 5 des 30 échantillons de touladi recueillis dans le lac Ontario entre 1997 et 2004. Les concentrations de la substance allaient de 0,2 à 1,7 µg/kg (ng/g) poids humide. Letcher and Chu (2010) ont recueilli des échantillons d'œufs de goéland argenté dans la région des Grands Lacs et ont détecté du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans 83 % des échantillons, à des concentrations variant entre 0,08 et 0,56 µg/kg (ng/g) poids humide. Bien que les concentrations étaient très faibles, l'étude laisse croire que la substance est transférée des goélands à leurs œufs.

Aucune donnée n'a été trouvée sur le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA mesuré dans le biote dans l'environnement. Toutefois, dans une étude réalisée par Nyholm et al.(2008), le dard-perche femelle a été exposé par voie alimentaire pendant 42 jours à un mélange d'ignifuges bromés, qui contenait du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA. Après l'exposition, aucun O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA n'a été décelé dans les échantillons.

Rejets industriels

On n'a répertorié que très peu de données sur les concentrations de TBBPA et de ses dérivés dans l'environnement canadien. Les concentrations dans l'environnement ont donc été évaluées sur la base des renseignements disponibles. Les concentrations de TBBPA et d'O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans l'environnement ont été estimées pour un scénario de rejets industriels, tel qu'il est décrit dans les sections suivantes.

Une exposition aquatique au TBBPA et à O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA devrait avoir lieu si les substances sont rejetées durant les procédés de fabrication industrielle et de formulation ou vers une usine de traitement des eaux usées qui rejette ses effluents dans un plan d'eau de surface récepteur. La concentration des substances dans les eaux réceptrices près du point de rejet de l'usine de traitement des eaux usées est utilisée comme concentration environnementale estimée (CEE) dans l'évaluation du risque que posent les substances en milieu aquatique. On peut la calculer à l'aide de l'équation :

Ceau-ind = [1000 × Q × P × (1 - T)] / [N × F × D]

Ceau-ind :
concentration en milieu aquatique due aux rejets industriels, en mg/L
Q :
quantité de substance totale utilisée chaque année sur un site industriel, en kg/an
L :
pertes dans les eaux usées, fraction
R :
taux d'élimination du système de traitement des eaux usées, fraction
N :
nombre de jours de rejets annuels, en jour/an
F :
débit de l'effluent du système de traitement des eaux usées, en m3/jour
D :
facteur de dilution dans l'eau réceptrice, sans dimension

Comme le TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA sont utilisés dans la formulation de produits par des installations industrielles et devraient être rejetés dans l'eau, des scénarios de rejets industriels dans l'eau ont été mis au point pour les deux substances. Bien qu'il existe quelques sites connus, deux scénarios génériques, fondés sur des utilisations connues et possibles au Canada, ont été présentés pour chaque substance, et ce, afin de protéger la confidentialité. D'après l'information sur les sites connus, les substances ont été traitées séparément (c.-à-c. qu'on a présumé que le TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA n'avaient pas été traités aux mêmes endroits).

Pour le TBBPA, Dans ce scénario, on part du principe que le TBBPA est utilisé pour la production de résine, application pour laquelle aucune eau de traitement n'est utilisée. Il existe un système de dépoussiérage sans vidange à l'étage auquel le TBBPA est utilisé ou stocké. L'eau de refroidissement n'est pas directement en contact avec le TBBPA; néanmoins, le TBBPA est un composant du liant plastique, qui lui est en contact avec l'eau. Par conséquent, l'eau contaminée, s'il y en a, passe par une usine de traitement des eaux usées sur place, avant d'être rejetée dans l'eau de surface.

Le tableau 8 présente les données sur le TBBPA utilisées pour estimer les concentrations de la substance dans le milieu aquatique près du point de rejet industriel. Le premier scénario ne donne aucune concentration environnementale estimée (CEE), car l'eau ne rentre à aucun moment dans le processus et qu'il n'y a pas de déversement dans l'eau de surface. Pour le deuxième scénario, les valeurs de CEE étaient comprises entre 0,72 et 7,2 μg/L (Environnement Canada, 2013). Il convient de noter que l'estimation de CEE pour le deuxième scénario est considérée comme étant un scénario prudent du cas le plus défavorable et, par conséquent, il est plus raisonnable d'envisager une CEE calculée au niveau de la fourchette inférieure ou au-dessous.

En ce qui concerne le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, les scénarios génériques représentaient : 1) les valeurs supérieures de la plage de la masse vendue sur le marché utilisée comme additif par un fabricant de polymère situé près d'un système de traitement des eaux usées important dont les rejets sont évacués dans une grande rivière; 2) les valeurs inférieures de la plage de masse vendue sur le marché utilisée comme additif par un fabricant de polymère situé près d'un petit système de traitement des eaux usées dont les rejets sont évacués dans une petite rivière. Le tableau 9 présente les données sur le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA utilisées pour estimer les concentrations de la substance dans le milieu aquatique près du point de rejet industriel. D'après ces hypothèses, le premier scénario donne une CEE de 1,31 μg/L, et le deuxième scénario, une CEE de 24,21 μg/L (Environnement Canada, 2011b). Ces valeurs des concentrations environnementales estimées représentent le niveau d'exposition dans les eaux réceptrices près du point de rejet du système de traitement des eaux usées pour chaque site. Toutefois, il est à noter que les valeurs de ces concentrations environnementales estimées dépassent la solubilité dans l'eau prévue du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA.

Rejets commerciaux et par les consommateurs

Bien qu'il reste des incertitudes concernant l'importance des déversements de TBBPA et de ses dérivés depuis les produits commerciaux et de consommation, le rejet de la substance dans l'eau devrait être limité. Dans le cas des produits qui contiennent du TBBPA ou du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA réactifs, la substance est chimiquement liée à la résine. Comme la quantité de TBBPA inaltéré est très faible, soit de l'ordre de 0,0004 à 0,06 % (EURAR, 2008), les fuites dans l'environnement sont limitées. Dans les produits où le TBBPA est utilisé comme additif, des émissions diffuses pourraient se produire, mais à un taux qui devrait être faible. De plus, bon nombre des produits fabriqués avec du TBBPA ou du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA n'entrent pas souvent en contact avec l'eau (p. ex. cartes de circuits et mousse de bâtiment). Par exemple, des produits seront installés dans des bâtiments. Une fois les travaux terminés, les produits sont emmurés pendant des années jusqu'à ce que le bâtiment soit rénové ou démoli. Le potentiel de rejet de la substance dans l'eau durant la durée de vie utile du produit est estimé à 0,05 % par année si le produit est destiné à un usage intérieur et de 0,16 % par année s'il est destiné à un usage extérieur. La grande majorité des produits serait emmurée ou destinée à un usage intérieur et ne devrait pas être chauffée pendant la durée de vie utile, de sorte qu'un taux de rejet de 0,05 % dans l'air ou dans l'eau pendant cette durée serait applicable (OCDE, 2004)..

Évaluation des effets sur l'environnement

La biodisponibilité et l'absorption de substances organiques ionisantes, comme le TBBPA, comportent des incertitudes et font actuellement l'objet de recherches. Bien que des espèces organiques ionisées puissent avoir une affinité relativement élevée avec les surfaces de membranes biologiques polaires ou chargées, elles devraient, en général, migrer à travers le noyau hydrophobe de ces membranes très lentement comparativement à des espèces neutres (Escher et Sigg, 2004). Par conséquent, en l'absence de processus d'absorption active ou d'appariement ionique, l'absorption des espèces ionisées dans les tissus devrait être limitée comparativement à celle des espèces neutres. En outre, la biodisponibilité globale de la substance devrait diminuer au fur et à mesure que le pH approche du pKa et le dépasse, et ce, en raison de l'augmentation de l'ionisation de la substance. Ce comportement prévu est appuyé par des études sur les chlorophénols qui indiquent une diminution de la biodisponibilité chez les poissons en fonction d'une augmentation de l'ionisation (Kobayashi et Kishino, 1980; Holcombe et al., 1980; Saarikoski et Viluksela, 1981; Spehar et al., 1985; Saarikoski et al., 1986; Stehly et Hayton, 1990; Howe et al., 1994; Kishino et Kobayashi, 1995).

Différents mécanismes ont été proposés pour expliquer l'absorption globale des substances organiques ionisantes hydrophobes, tout en maintenant une biodisponibilité et une absorption même lorsque le pH devrait entraîner une ionisation importante. Même s'il serait préférable de réaliser une évaluation détaillée des effets fondée sur la cinétique vraisemblablement complexe de l'absorption du TBBPA et les différences en matière de toxicité entre les espèces neutres et ionisées, les connaissances actuelles sur la biodisponibilité et la toxicité du TBBPA ne le permettent pas. Par conséquent, l'attribution de valeurs de biodisponibilité et de toxicité identiques aux formes neutres, monobasiques et dibasiques des espèces de TBBPA est considérée comme une hypothèse prudente, mais défendable pour la caractérisation des risques.

Le mécanisme de toxicité précis du TBBPA n'a pas été déterminé. La forme neutre (non dissociée) de la substance pourrait avoir un mode d'action semblable à celui d'un narcotique ou d'une substance toxique de base, exacerbant les effets nocifs sur la fonction et l'intégralité de la membrane en raison de sa présence et de sa concentration dans celle-ci. Les formes ionisées de TBBPA présentent une plus faible biodisponibilité et sont, par conséquent, vraisemblablement moins toxiques. Escher et Sigg (2004) ont toutefois proposé que les formes ionisées des acides organiques faibles, telles que les phénols substitués (catégorie dont fait partie le TBBPA), puissent agir comme agents découplants de la phosphorylation photosynthétique et oxydative, de sorte qu'elles pourraient venir perturber la chaîne de transfert d'électrons qui fait partie intégrante de la production d'énergie dans les cellules.

Le TBBPA s'est avéré toxique chez une variété d'espèces aquatiques et terrestres (voir le tableau 10). Chez les espèces aquatiques, plus particulièrement chez l'huître (Crassostrea virginica), une concentration efficace médiane (CE50) après 96 heures de 0,098 mg/L et une concentration minimale avec effet observé (CMEO) après 96 heures de 0,018 mg/L ont été établies, d'après une diminution importante des taux de formation de la coquille (Brominated Flame Retardants Industry Panel, 1989a). La CMEO après 70 jours et la concentration sans effet observé (CSEO) pour l'inhibition de la croissance chez la moule commune (Mytilus edulis) étaient respectivement de 0,032 mg/L et de 0,017 mg/L d'après la longueur de la coquille et le poids sec, et respectivement de 0,126 mg/L et de 0,062 mg/L d'après le poids humide (ACCBFRIP, 2005b et c). La CMEO après 21 jours et la CSEO (étude générale) étaient respectivement de 0,98 mg/L et de 0,30 mg/L chez la puce d'eau (Daphnia magna), d'après une reproduction considérablement réduite (Brominated Flame Retardants Industry Panel, 1989g). Wollenberger et al.(2005) ont indiqué une CE50 après 5 jours de 0,125 mg/L pour l'inhibition du développement larvaire chez le copépode marin (Acartia tonsa).

La CMEO après 35 jours et la CSEO chez la tête-de-boule (Pimephales promelas) étaient respectivement de 0,31 mg/L et de 0,16 mg/L, d'après les taux de survie considérablement réduits des embryons et des larves (Brominated Flame Retardants Industry Panel, 1989i). Kuiper et al. (2007) ont signalé des effets aigus (nage anormale, respiration réduite, perte d'équilibre graduelle) chez le dard-perche (Danio rerio) adulte exposé pendant 30 jours à des concentrations de 3,0 μM et de 6,0 μM (1,63 mg/L et 3,26 mg/L, respectivement) de TBBPA. La production d'œufs a diminué à 0,047 μM (0,026 mg/L), et une réduction considérable de l'éclosion a été observée à une concentration d'essai plus faible, soit 0,023 μM (0,013 mg/L). Des études récentes portant sur les effets sublétaux possibles chez les organismes aquatiques indiquent que le TBBPA pourrait avoir des effets sur la fonction enzymatique et la capacité oxydative des poissons (Ronisz et al., 2001; Christiansen et al., 2000; Jurgella et al., 2006). Hu et al. (2009) ont étudié les effets du TBBPA dans le cadre d'une étude de toxicité aiguë sur les embryons du dard-perche en combinaison avec trois biomarqueurs, soit la superoxyde dismutase, la peroxydation lipidique et la protéine de choc thermique. Les résultats indiquent que des concentrations de TBBPA supérieures à 0,75 mg/L peuvent causer des malformations ou être létales. Le biomarquage des niveaux de superoxyde dismutase, de peroxydation lipidique et de protéine de choc 70 s'est accru suivant l'augmentation de la concentration, ce qui indique que le TBBPA peut causer un stress oxydatif ainsi qu'une surexpression de la protéine de choc 70.

Dans une étude réalisée par Nyholm et al. (2008), des poissons zèbres femelles ont été exposés par voie alimentaire pendant 42 jours à un mélange d'ignifuges bromés qui contenait du TBBPA et du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA. À la suite de cette exposition, le TBBPA mesuré dans les œufs du dard-perche indiquait que le transfert de la substance du poisson adulte aux œufs était possible. De plus, le rapport des concentrations entre les œufs et le poisson (concentration du TBBPA dans les œufs divisée par la concentration mesurée chez le poisson) était supérieur à un, ce qui indique une exposition importante des œufs à la substance. En revanche, aucun O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA n'a été décelé dans les échantillons.

Breitholz et al. (2008) ont étudié la toxicité d'un mélange de dix ignifuges bromés, dont le TBBPA, chez le copépode benthique (Nitocra spinipes). Le gel de silice a été utilisé comme vecteur particulaire pour mener les essais de détermination des plages de concentration des ignifuges bromés individuels. Le TBBPA présentait la deuxième valeur la plus faible tant pour l'essai de toxicité aiguë après 96 heures (CL50 = 0,39 mg/L) que pour l'essai de 6 jours sur le rapport du développement larvaire (RDL) et le cycle de vie partiel (CSEORDL = 0,007 mg/L), qui mesurait la proportion des animaux qui sont passés du stade larvaire au stade de copépodite. À partir de ces résultats, six des dix ignifuges bromés ont été appliqués sous forme de mélange élaboré à partir des proportions des CSEO (établies à 0,008, 0,04, 0,2, 1 et 5 fois la CSEORDL de chaque ignifuge bromé) à Nitocra spinipesdans le cadre d'un essai sur l'ensemble du cycle de vie (26 jours). Les CSEORDL nominales utilisées dans le mélange allaient de 0,002 mg/L à 0,300 mg/L. La survie a diminué de façon importante après une exposition de 6 et de 26 jours à une concentration dans le mélange équivalant à 1 fois la CSEORDL comparativement au témoin. À la concentration dans le mélange équivalant à 5 fois la CSEO, tous les animaux sont morts, et le taux de survie associé aux trois concentrations les plus faibles dans le mélange indiquait clairement une relation concentration-réponse relativement à la mortalité durant l'ensemble du cycle de vie. Aucun effet important sur les paramètres de reproduction lié au mélange d'ignifuges bromés n'a été mesuré. Les auteurs ont conclu que de faibles concentrations d'une substance individuelle qui n'est pas destinée à être biologiquement active peuvent être toxiques chez le copépode (Nitocra spinipes s'il est exposé à cette substance lorsqu'elle est présente dans un mélange.

L'ACCBFRIP (2002d et e) a mené des études de toxicité sur l'oligochète d'eau douce (Lumbriculus variegates). Les CMEO après 28 jours, d'après des taux réduits de survie, de reproduction et de croissance, étaient respectivement de 151 mg/kg et de 426 mg/kg poids sec pour les sédiments présentant une teneur en carbone organique de 2,5 % et de 5,9 %, respectivement.

Une CE50 après 28 jours de 235 mg/kg poids sec dans les sédiments a été calculée pour l'émergence chez le moucheron (Chironomus riparius) [ACCBFRIP, 2005d]. La CMEO et la CSEO correspondantes dans cette étude étaient respectivement de 250 mg/kg et de 125 mg/kg poids sec, d'après les taux d'émergence, les taux de développement et la période de développement.

Une étude de 16 jours portant sur les stades précoces de la vie de l'oursin (Psammechinus miliaris) a mis en lumière l'apparition d'anomalies morphologiques à des concentrations de TBBPA supérieures à 1 000 nM (0,54 mg/L), ainsi qu'un retard de développement des larves lorsque la concentration de TBBPA était supérieure à 500 nM (0,27 mg/L) [Anselmo et al., 2011]

Le TBBPA pourrait perturber la fonction de l'hormone thyroïdienne chez les amphibiens au cours de leur développement. Kitamura et al. (2005a) ont étudié la résorption de la queue et la croissance des membres chez une grenouille japonaise, Rana rugosa, avant sa métamorphose, exposée à des concentrations aquatiques allant de 10-8 à 10-6 M (approximativement de 0,005 mg/L à 0,5 mg/L). On a constaté que le TBBPA avait des effets atténuants sur la fonction de l'hormone thyroïdienne, la triiodothyronine (T3), qui joue un rôle essentiel dans le déclenchement et le contrôle de la métamorphose chez les amphibiens (Brown et al., 1996; Kashiwagi et al., 1999; Hanada et al., 2003). Veldhoen et al. (2006) ont exposé des têtards de rainette du Pacifique (Pseudacris regilla) à 10-8 M (0,0054 mg/L) ou 10-7 M (0,054 mg/L) de TBBPA. Ils ont constaté une modification importante des profils d'expression normaux des gènes médiés par l'hormone thyroïdienne à ces deux concentrations. Ces résultats ont montré que des modifications de l'expression génétique régularisée par les glandes endocrines durant un stade sensible du cycle de vie de la rainette pouvaient se produire après quelques heures d'exposition à de faibles concentrations de TBBPA. Jagnytsch et al. (2006), Kudo et al. (2006) et Fini et al. (2007) ont présenté d'autres données probantes sur la perturbation de la fonction de l'hormone thyroïdienne chez les amphibiens durant leur développement.

L'effet du TBBPA sur la survie et la reproduction du ver de terre (Eisenia fetida) a été examiné dans le cadre de trois études de toxicité de 56 jours (ACCBFRIP, 2003 et 2005a). Aucun effet important n'a été observé sur la survie du ver de terre adulte dans la première étude (ACCBFRIP, 2003); toutefois, des effets importants ont été observés sur la reproduction à toutes les concentrations d'essai comparativement aux témoins. Une deuxième étude a été menée (ACCBFRIP, 2003) afin d'obtenir davantage de données relatives aux effets potentiels sur la reproduction. D'après les résultats de ces deux études, la CSEO pour la survie du ver de terre était de 4 840 mg/kg poids sec dans le sol, et la CE10 était supérieure à la concentration de traitement la plus élevée de 4 840 mg/kg. La CMEO pour la reproduction était de 4,50 mg/kg en poids sec dans le sol, et la CSEO, de 2,11 mg/kg en poids sec dans le sol. Les valeurs de la CE10 et de la CE50 pour la reproduction étaient respectivement de 0,12 mg/kg et de 1,7 mg/kg en poids sec dans le sol. Une autre étude (ACCBFRIP, 2005a) a été menée ultérieurement afin de clarifier davantage les résultats sur la reproduction. Aucun cas de mortalité n'a été observé dans les contenants d'essai, et la CSEO pour la survie était supérieure à 20 mg/kg en poids sec dans le sol, soit la concentration d'essai la plus élevée. Dans le cadre de cette étude, une CMEO après 56 jours et une CSEO de 0,63 mg/kg et de 0,31 mg/kg en poids sec dans le sol, respectivement, ont été établies d'après une reproduction considérablement réduite dans les sols traités comparativement aux témoins. On a calculé une CE50 après 56 jours (reproduction) de 0,91 mg/kg en poids sec, et la CE10 après 56 jours était inférieure à la concentration d'essai la plus faible, qui était de 0,31 mg/kg en poids sec.

Les effets du TBBPA sur l'émergence et la croissance des semis ont été évalués dans le cadre d'une étude de 21 jours sur le maïs (Zea mays), l'oignon (Allium cepa), l'ivraie (Lolium perenne), le concombre (Cucumis sativa), le soja (Glycine max) et la tomate (Lycopersicon esculentum) [ACCBFRIP, 2002e]. Aucun effet indésirable lié au traitement n'a été observé sur l'émergence des semis. Chez toutes les espèces, sauf le soja, la croissance, mesurée par la hauteur des semis et le poids sec, a subi des répercussions négatives. Les valeurs des paramètres les plus faibles étaient une CMEO après 21 jours de 78 mg/kg en poids sec dans le sol pour le concombre et une CE50 après 21 jours de 49 mg/kg en poids sec dans le sol pour l'ivraie.

Li et al. (2008) ont examiné les réponses biochimiques du blé (Triticum aestivum) à l'exposition au TBBPA. Des sols contenant des graines de blé stérilisées ont été exposés à des concentrations de 0, 0,5, 5, 50, 500 et 5 000 mg/kg en poids sec de TBBPA. Les cultures ont été analysées pour évaluer les changements de chlorophylle, de la teneur en malondialdéhyde (MDA), des protéines solubles ainsi que de l'activité enzymatique dans les feuilles aux jours 0, 7 et 12. On a constaté que la teneur en chlorophylle avait diminué considérablement (comparativement au témoin) lorsque la concentration de TBBPA atteignait 50 mg/kg, mais qu'il y avait eu peu de différence entre 50 mg/kg et 5 000 mg/kg. La formation de MDA s'est accrue de façon importante suivant l'augmentation de la concentration de TBBPA aux jours 7 et 12, atteignant un maximum au septième jour d'exposition au TBBPA à une concentration de 5 000 mg/kg. Le TBBPA a également eu des effets sur l'activité protéique et enzymatique : il a été proposé qu'une augmentation de l'activité des enzymes antioxydants à la suite d'une exposition indiquait un mécanisme de protection, mais cette activité diminuait à des concentrations élevées (entre 50 mg/kg et 5 000 mg/kg) sur une longue période d'exposition. Cette étude a permis de déterminer que le TBBPA avait des effets importants sur les processus physiologiques. Bien que le blé présentait une capacité de tolérance au stress oxydatif, celle-ci diminuait après une exposition prolongée et à une concentration de TBBPA plus élevée. Aucune relation dose-réponse n'a été établie entre l'activité des enzymes antioxydants et la concentration de TBBPA.

Une étude de huit ans sur le devenir du TBBPA dans le sol et sur son absorption par les plantes a été menée par Li et al. (2011). L'étude est arrivée à la conclusion que les concentrations de TBBPA dans le sol chutaient rapidement d'environ 90 % surtout en raison de la sorption abiotique dans les particules du sol. Une certaine sorption par les plantes a néanmoins été détectée, avec des concentrations de TBBPA dans les tissus des choux et les radis mesurées à 18 et 5 mg/kg en poids sec, respectivement. Dans cette étude, les graines de chou et de radis stérilisées ont été plantées dans un sol enrichi de TBBPA à une concentration pouvant atteindre 1 000 mg/kg de sol sec.

Sverdrup et al. (2006) ont examiné la toxicité sublétale du TBBPA chez les bactéries nitrifiantes du sol, le trèfle des prés (Trifolium pratense) et le ver de terre (Enchytraeus crypticus). Le TBBPA était toxique pour l'enchytrée, présentant une CMEO après 21 jours de 10 mg/kg en poids sec dans le sol d'après une reproduction considérablement réduite et une valeur de la CE10après 21 jours de 2,7 mg/kg en poids sec. Une inhibition importante de la croissance des bactéries nitrifiantes du sol a été notée à une CMEO de 1 000 mg/kg en poids sec, et la CE10 après 28 jours était de 295 mg/kg en poids sec. Aucun effet n'a été observé sur l'émergence et la croissance des semis ni sur la survie des vers de terre.

Une étude de cytotoxicité pour le TBBPA a été menée sur deux microalgues d'eau douce, la Pseudokirchneriella subcapitata et la Nizschia palea (Debenest et al., 2011). L'étude a exposé ces microalgues à des concentrations de 1,8, 4,8, 9,2, 12,9 et 16,5 mM (979, 2 611, 5 004, 7 016 et 8 974 mg/L) de TBBPA pendant 72 heures. Des effets importants sur la viabilité des cellules, la taille et la croissance sont apparus pour les deux microalgues pour les trois concentrations les plus élevées de l'expérience.

Il existe peu de données sur les effets potentiels du TBBPA sur la faune. Par contre, plusieurs études ont examiné la toxicité de la substance chez les rongeurs. Ces études sont résumées dans la partie portant sur la santé humaine de la présente évaluation.

Il existe peu de données mesurées décrivant la toxicité du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA. Le CITI (1992) a déterminé une valeur de CL50 après 48 heures de 30 mg/L chez le médaka exposé au O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA. Cette valeur est considérablement plus élevée que la solubilité dans l'eau estimée de moins de 1 mg/L prévue pour la substance (voir le tableau 2). On ne dispose d'aucun autre renseignement sur l'étude, y compris la composition et la pureté de la substance d'essai, mais il est probable qu'un solvant ait été utilisé (selon le protocole). La DL50 orale chez le rat est supérieure à 5 000 mg/kg de poids corporel (p. c.) pour le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA (Brominated Flame Retardants Industry Panel, 1974 et 1981). Ces études sont résumées dans la partie portant sur la santé humaine de la présente évaluation. Qu et al. (2011) ont déterminé que le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA était une substance toxique potentielle dans les essais biologiques (viabilité de neurones granulaires du cervelet en culture primaire) portant sur des extraits d'échantillons prélevés dans l'environnement (c.-à-d. sédiment).

Les modèles de toxicité fournissent des estimations de la toxicité prévue à l'aide de divers organismes aquatiques. Toutefois, plusieurs de ces prévisions dépassent les valeurs de solubilité dans l'eau ou sont obtenues à l'aide de valeurs estimées du log Koe qui dépassent la valeur seuil du log Koe du modèle. C'est pourquoi les résultats (y compris les paramètres chroniques) sont généralement jugés très incertains. Les concentrations prévues pour le paramètre d'écotoxicité du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA sont semblables à celles prévues pour le TBBPA (voir le tableau 11), bien que les modes d'action prévus des substances soient différents (OCDE, 2010). Pour ce qui est du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, bien que la plupart des valeurs d'écotoxicité estimées représentent un résultat « aucun effet à la concentration de saturation » (c.-à-d. les concentrations avec effets sont supérieures à la limite d'hydrosolubilité), il existe des données probantes indiquant une valeur de toxicité chronique estimée prévue à de très faibles concentrations dans la plage de valeurs de solubilité du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA (voir le tableau 11). Étant donné le manque de données expérimentales et prévues fiables, on suppose que les valeurs de toxicité du O,Obis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA devraient être semblables à celles du TBBPA. Il faut toutefois reconnaître qu'une incertitude considérable entoure cette hypothèse, étant donné les caractéristiques parfois divergentes de la structure et des propriétés de ces trois substances.

Les tableaux 10 et 11 résument les principales études de toxicité et données estimées utilisées dans le cadre de l'évaluation des effets écologiques du TBBPA, du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA. De plus, des sommaires de rigueur d'études sont présentés à l'annexe 2 pour les principales études écotoxicologiques présentant de l'intérêt pour cette évaluation.

Caractérisation des risques pour l'environnement

La démarche suivie dans cette évaluation écologique préalable a consisté à examiner les renseignements scientifiques disponibles et à tirer des conclusions suivant la méthode du poids de la preuve et conformément à l'application du principe de prudence en vertu de la LCPE (1999). Les éléments de preuve utilisés sont fondés sur la persistance, le potentiel de bioaccumulation, l'écotoxicité, les événements environnementaux ainsi que les tendances et l'utilisation. Cette évaluation prend également en compte les quotients de risque, qui intègrent une exposition connue ou potentielle à la substance ayant des effets négatifs connus ou potentiels sur l'environnement.

Analyse des quotients de risque

Une analyse du quotient de risque, qui combine des estimations prudentes de l'exposition aux renseignements liés à la toxicité, a été réalisée pour les milieux aquatiques, sédimentaires et terrestres, afin de déterminer si le TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA pourraient avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada. Des résumés sont fournis dans les tableaux 12 et 13, respectivement, Ces substances ont été évaluées séparément, à la lumière des renseignements disponibles sur leur utilisation au Canada (c.-à-d. en se fondant sur les quantités voisines ou « sans dilution », qui n'indiquaient pas de rejets simultanés entraînant une exposition environnementale cumulative au TBBPA, au O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et au O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA.. Comme le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA semble peu utilisé au Canada, on n'a pas réalisé d'analyse du quotient de risque pour cette substance dérivée et on considère qu'il présenterait un faible risque d'exposition dans le milieu naturel canadien pour le moment.

Les scénarios industriels génériques concernant le TBBPA pour le milieu aquatique (qui tiennent compte des données disponibles sur les quantités de TBBPA, des taux de rejet et des caractéristiques du milieu récepteur) présentés ci-haut ont donné des concentrations environnementales estimées variant entre 0,719 et 7,19 μg/L pour le deuxième scénario. Une concentration estimée sans effet (CESE) de 3,10 μg/L a été obtenue à partir de la valeur de la toxicité chronique de 310 μg/L (0,31 mg/L) [valeur de la toxicité chronique considérée comme valeur expérimentale valable la plus sensible en eau douce, tableau 10] pour un poisson d'eau douce, Pimephales promelas, divisée par un facteur d'évaluation de 100 (pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité et de l'extrapolation des conditions en laboratoire à des conditions naturelles).. Le facteur d'évaluation de 100 est considéré comme approprié étant donné qu'il a été démontré que les effets du TBBPA se produisaient à de plus faibles concentrations pour les espèces d'invertébrés marins plus sensibles (c.-à-d. concentration minimale avec effet observé de 18 μg/Lpour l'huître marine Crassostrea virginica, voir le tableau 10). Les quotients de risque obtenus (concentration environnementale estimée/concentration estimée sans effet) varient entre 0,23 et 2,3 (tableau 12). Néanmoins, d'après les renseignements fournis par l'utilisateur, le deuxième scénario est considéré comme une situation présentant la pire éventualité et, par conséquent, le quotient de risque devrait être, en réalité, bien inférieur à 1. Par conséquent, un quotient de risque de 0,23 est considéré comme plus raisonnable, mais toujours prudent, ce qui indique qu'aucun effet nocif sur les organismes aquatiques n'est probable sur ce site.

Une analyse du quotient de risque a également été réalisée pour les sédiments afin de déterminer si la substance pouvait avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada. Comme très peu de données sur les concentrations de TBBPA dans les sédiments ont été mesurées récemment en Amérique du Nord, il a fallu estimer des concentrations environnementales pour les organismes benthiques à l'aide de la méthode de partage (eau-sédiment) à l'équilibre (ECHA, 2010), qui est fondée sur les concentrations environnementales estimées dans l'eau pour le scénario industriel mentionné plus haut (voir le tableau 12, note de bas de page 4, pour le calcul détaillé et les valeurs d'entrée). Cette méthode sert à estimer les concentrations dans les sédiments de surface, où la teneur en carbone organique est estimée à 10 %. Les valeurs estimées des CEE dans les sédiments, normalisées pour une teneur en carbone organique de 100 % pour les comparer à la CESE, variaient entre 42,08 et 420,75 mg/kg. Cette fourchette est considérée comme élevée par rapport à l'ensemble de données global des concentrations de sédiment déterminé récemment, présenté dans le tableau 11 (concentrations normalisées pour une teneur en CO de 100 % et en partant du principe que les sédiments contiennent 10 % de CO). Une CESE de 60,4 mg/kg en poids sec de TBBPA dans les sédiments a été obtenue selon une valeur de toxicité chronique (voir le tableau 10) de 151 mg/kg en poids sec dans les sédiments chez l'oligochète (Lumbriculus variegates), en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 100, pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité et de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain, et en la normalisant selon une teneur en carbone organique de 100 %. Le quotient de risque obtenu (CEE/CESE) varie entre 0,7 et 7,0 (tableau 12). Néanmoins, en se fondant sur les renseignements fournis par l'utilisateur, le deuxième scénario est considéré comme la pire éventualité. En outre, en tenant compte des incertitudes liées à l'estimation des concentrations de sédiments à l'aide de la méthode du partage à l'équilibre et de la normalisation selon une teneur en carbone organique de 100 %, il est plus raisonnable d'envisager un quotient de risque à la valeur inférieure de 0,7 pour représenter une exposition prudente au biote des sédiments. Cette valeur indique qu'aucun effet nocif sur les organismes aquatiques ne devrait avoir lieu à cet endroit.

La base de données sur les concentrations de TBBPA mesurées dans le sol a également été jugée inadéquate; l'exposition dans le sol a donc été calculée à l'aide du modèle de niveau 4 des sols amendés avec des biosolides (BASL4) (BASL4, 2008). Ce modèle est fondé sur la fugacité et utilise les principes du partage à l'équilibre afin de déduire le devenir général d'un produit chimique dans le sol. Dans ce modèle, un produit chimique peut être éliminé du sol par les processus de volatilisation, de dégradation, de lixiviation, de ruissellement et d'érosion. Le modèle a été exécuté en supposant une demi-vie de biotransformation de 187 jours. Une concentration de boues déterminée pour une usine de traitement des eaux usées québécoise (Smyth, 2013) a été sélectionnée pour représenter des concentrations potentielles de la substance dans les boues d'une usine de traitement des eaux usées d'une région peuplée du Canada. La valeur choisie de 195 mg/kg en poids sec dans la boue (Smyth, 2013), est considérée comme prudente et plus élevée que la plupart des concentrations de TBBPA mesurées dans les boues d'épuration au Canada. Cette valeur est également semblable ou supérieure aux concentrations indiquées pour d'autres boues d'épuration au Canada, aux États-Unis et en Europe (tableau 6). Même si une concentration de 330 ug/kg en poids sec de TBBPA a été mesurée dans des boues d'épuration collectées dans une usine de traitement des eaux usées du Québec (Saint-Louis et Pelletier, 2004), des incertitudes persistent concernant l'étape à laquelle l'échantillon a été prélevé pendant le processus de traitement et les renseignements sur la méthode d'échantillonnage sont très limités; par conséquent, cette valeur est considérée comme incertaine. La teneur en carbone organique des échantillons de Smyth (2013) a été estimée à 38,5 % en se fondant sur les solides volatils et les solides totaux (voir les estimations au tableau 12). La CEE obtenue est de 0,000057 mg/kg en poids sec dans le sol en normalisant selon une teneur en carbone organique de 2 % (Communautés européennes, 1996). On a obtenu une concentration estimée sans effet (CESE) pour les organismes vivant dans le sol à partir de la valeur de toxicité chronique de 0,12 mg/kg en poids sec dans le sol pour le ver de terre (Eisenia fetida) [en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 100, pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité et de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain, puis en la normalisant selon une teneur en carbone organique de 2 %; voir le tableau 12, note de bas de page 10] pour produire une CESE de 0,0005 mg/kg poids sec de sol.  Les données sur la toxicité utilisées pour déterminer les valeurs critiques de toxicité (VCT) et les concentrations estimées sans effet (CESE) sont résumées au tableau 10. Le quotient de risque obtenu (CEE/CESE) est de 0,11 (tableau 12). Les quotients de risque laissent supposer que les concentrations d'exposition actuelles estimées dans les sols canadiens ne dépassent pas les concentrations qui entraînent des effets nocifs pour les organismes du sol. On note également que si la dégradation primaire était prise en compte, le quotient de risque qui en découle aurait été significativement moins élevé

Le quotient de risque obtenu pour les espèces fauniques souligne le potentiel d'absorption après la consommation d'aliments contenant du TBBPA. L'estimation de la VCT de 1,635 mg/kg p. c. par jour pour la faune a été obtenue à partir de la méthode des valeurs toxicologiques de référence pour la faune (Sample et al., 1996), dans laquelle les effets chez la souris ont été normalisés à un poids corporel type du vison (Mustela vison), qui est une espèce faunique servant de substitut (voir le tableau 12, note de bas de page 11, pour le calcul détaillé et les valeurs d'entrée). On a choisi les paramètres de toxicité de l'étude de Tada et al. (2006), qui sont fondés sur la toxicité hépatique observée chez la progéniture femelle dans un essai sur la reproduction avec des souris (voir la section sur l'évaluation de la santé et l'annexe 9; Tada et al., 2006).  Un facteur d'évaluation de 10 a été appliqué pour représenter l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain. La CESE obtenue était de 0,1635 mg/kg p. c. par jour dans les aliments. Une CEE de 0,007 mg/kg p. c. par jour a été déterminée à l'aide du calcul de l'absorption quotidienne totale pour un vison (Mustela vison) qui consomme du poisson, d'après les données l'USEPA (1993). Pour l'absorption quotidienne totale, une concentration de TBBPA dans l'eau (Ce) de 0,05 μg/L (tableau 2; Agence environnementale du Japon, 1989 et 1991) et une valeur du FBC de 485 (CITI, 1992) ont été utilisées pour calculer la concentration de TBBPA dans le tissu du poisson (voir la note de bas de page 11 du tableau 12). Le quotient de risque obtenu (CEE/CESE) de 0,043 indiquait que les concentrations actuelles du TBBPA dans le biote canadien ne devraient pas dépasser les concentrations minimales avec effet (tableau 12).

Les scénarios industriels génériques pour le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans le milieu aquatique (qui tiennent compte des données disponibles sur les quantités de la substance, les taux de rejet et les caractéristiques du milieu récepteur) présentés précédemment ont donné des concentrations environnementales estimées variant entre 1,31 et 24,21 μg/L. Ces concentrations environnementales estimées dépassent la valeur de solubilité dans l'eau prévue du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA de plus d'un facteur de 10. C'est pourquoi on ne les a pas utilisées dans l'analyse du quotient de risque.. L'analyse du quotient de risque a été réalisée en utilisant la valeur prévue de la solubilité dans l'eau comme CEE (0,0204 μg/L; tableau 2). Aucune donnée empirique sur la toxicité de cette substance n'était disponible et aucun composé analogue convenable pour ce qui est de la toxicité pour les organismes aquatiques n'a été trouvé (OCDE, 2010). On a donc utilisé des données de toxicité modélisées pour choisir une valeur critique de toxicité (VCT).  Il existe toutefois une incertitude liée aux données de toxicité modélisées. Dans presque tous les cas, tous les paramètres prévus dépassaient la limite de solubilité dans l'eau, n'entraînant aucun effet à la concentration de saturation pour l'exposition chronique et l'exposition aiguë (voir le tableau 11). De plus, dans certains cas, la valeur élevée du log Koe de la substance (log Koe = 8,7) dépassait légèrement les limites du log Koe pour ces modèles. Une CESE a été calculée à partir de la VCT modélisée pour le poisson de 0,098 μg/L, qui a été utilisée comme valeur de toxicité chronique la plus sensible en deçà d'un facteur de 10 de la limite de solubilité dans l'eau (tableau 11. Aucun facteur d'évaluation n'a été appliqué à la CESE, car la VCT était déjà jugée très prudente puisqu'elle était largement inférieure aux autres paramètres prévus, et tous les autres paramètres de toxicité chronique et aiguë (dans le domaine du modèle) n'ont montré aucun effet à la concentration de saturation. Par conséquent, on suppose que la valeur prévue est suffisamment prudente pour tenir compte des incertitudes prévisibles liées à l'extrapolation du laboratoire au terrain. Le quotient de risque (CEE/CESE) est de 0,21 (tableau 13), ce qui laisse entendre qu'il est peu probable que cette substance ait des effets nocifs sur les organismes aquatiques à ces sites.

Une analyse du quotient de risque du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA a également été réalisée pour les sédiments afin de déterminer si la substance pouvait avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada. Comme aucune concentration du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans les sédiments n'a été mesurée en Amérique du Nord, des CEE ont été déterminées pour le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans les sédiments à l'aide de la méthode du partage (eau-sédiment) à l'équilibre (ECHA, 2010) fondée sur des concentrations dans l'eau obtenues à partir des valeurs prévues de la solubilité dans l'eau (voir le tableau 13, note de bas de page 4). La valeur estimée de la CEE dans les sédiments était de 3,29 mg/kg, normalisée selon une teneur en carbone organique de 100 %. Comme on n'a relevé aucune donnée de toxicité empirique sur le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA ni aucune donnée de toxicité modélisée pour les organismes vivant dans les sédiments, la valeur de toxicité du TBBPA dans les sédiments a été utilisée comme VCT prudente d'un analogue. Une CESE de 60,4 mg/kg en poids sec dans les sédiments a été obtenue selon une valeur de toxicité chronique de 151 mg/kg en poids sec dans les sédiments chez le Lumbriculus variegates (en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 100, pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité et de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain, et en la normalisant selon une teneur en carbone organique de 100 %). Le quotient de risque obtenu (concentration environnementale estimée/concentration estimée sans effet) est 0,054 (tableau 13). Par conséquent, il est peu probable que cette substance ait des effets nocifs sur les organismes benthiques à ces sites.  

Comme les données de toxicité empiriques du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA pour les mammifères sont limitées et peu utiles, la valeur de toxicité du TBBPA a été utilisée comme valeur critique de toxicité prudente d'un analogue pour la faune. L'estimation de la VCT de 1,635 mg/kg p. c. par jour pour la faune a été obtenue à partir de la méthode des valeurs toxicologiques de référence pour la faune (Sample et al., 1996), dans laquelle les effets chez la souris ont été normalisés à un poids corporel type du vison (Mustela vison), qui est une espèce faunique servant de substitut (voir le tableau 13, note de bas de page 8, pour le calcul détaillé et les valeurs d'entrée). Pour déterminer une valeur toxicologique de référence, on a choisi les paramètres de toxicité de l'étude de Tada et al. (2006), fondés sur la toxicité hépatique observée chez la progéniture femelle dans un essai sur la reproduction mené sur la souris (voir la section sur l'évaluation de la santé; Tada et al., 2006). Un facteur d'évaluation de 10 a été appliqué pour représenter l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain. La CESE obtenue était de 0,1635 mg/kg p. c. par jour dans les aliments (voir le tableau 13 pour les détails). Une CEE de 0,00005 mg/kg p. c. par jour a été déterminée à l'aide du calcul de l'absorption quotidienne totale pour un vison (Mustela vison) qui consomme du poisson, selon la méthode de l'USEPA (1993). Pour calculer l'absorption quotidienne totale, on a utilisé une concentration dans les tissus du touladi (Ci) de 0,017 mg/kg en poids humide, tirée de l'étude sur le lac Ontario réalisée par Ismail et al. en 2006, soit la seule étude publiée présentant des concentrations du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans le biote du Canada et de l'Amérique du Nord. Le quotient de risque obtenu (CEE/CESE), soit 0,00031, indiquait que les concentrations actuelles du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA dans le biote canadien ne devraient pas dépasser les concentrations minimales avec effet (tableau 13).

  En résumé, l'analyse des quotients de risque a déterminé que les concentrations de TBBPA dans l'environnement canadien ne devraient pas causer d'effets nocifs sur les populations d'organismes pélagiques et d'organismes vivant dans le sol et les sédiments, de même que sur la faune. De plus, d'après les analyses du quotient de risque, les concentrations du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA rejeté dans l'environnement sont peu susceptibles de causer des effets nocifs chez les populations d'organismes pélagiques, d'organismes vivant dans les sédiments et la faune.

Analyse du poids de la preuve

Le TBBPA et ses deux dérivés sont surtout anthropiques. Les renseignements existants indiquent que ces substances ne sont pas fabriquées au Canada, mais que le TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA sont importés au Canada (dans une fourchette comprise entre 100 et 1 000 tonnes par an), mais que ce n'est pas le cas du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA. Les substances sont intégrées dans les polymères en tant que produit ignifuge. La production mondiale de TBBPA est en augmentation.

Lorsqu'il est rejeté dans l'environnement, le TBBPA devrait être persistant dans l'air, l'eau, le sol et les sédiments; il répond alors aux critères de persistance définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999). En outre, la substance est présente dans des échantillons prélevés dans des régions considérées comme éloignées, notamment l'Arctique, ce qui démontre que, dans certaines circonstances, le TBBPA peut rester dans l'atmosphère assez longtemps pour permettre le transport sur de grandes distances et vers des régions éloignées.

Les données empiriques et modélisées indiquent que le TBBPA peut s'accumuler, dans une certaine mesure, dans le biote, mais qu'il ne répond pas aux critères de bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.

Il a été démontré que dans des conditions anaérobiques, le TBBPA peut se dégrader et former du bisphénol A, une substance satisfaisant aux critères énumérés à l’article 64 de la LCPE, 1999. De plus, un éther diméthylé dérivé (Me-TBBPA) ayant vraisembablement un potentiel de bioaccumulation plus élevé a été trouvé dans des échantillons environnementaux et il est fort probable que cette substance soit formée par la transformation microbienne du TBBPA dans l’environnement. La combustion de TBBPA dans certaines conditions peut mener à la formation de dibenzo-para-dioxines bromées et de dibenzofuranes bromés. Ces produits sont des analogues des dibenzofuranes polychlorés et des dibenzo-para-dioxines polychlorées, deux substances figurant à l’annexe 1 de la LCPE (1999).

Le TBBPA représente un danger pour certains organismes aquatiques, et il a des effets nocifs importants sur la survie, la reproduction et le développement à de très faibles concentrations. Selon des recherches récentes, le TBBPA pourrait perturber le fonctionnement normal du système thyroïdien chez les amphibiens et les poissons et accroître l'activité du système immunitaire chez les bivalves marins. L'exposition d'organismes du sol à la substance a entraîné une inhibition importante de la croissance de semis terrestres et de bactéries nitrifiantes du sol ainsi qu'une diminution de la reproduction chez deux espèces de vers de terre.

Alors que le TBBPA est considéré comme persistant dans l'environnement et peut potentiellement représenter un risque écotoxicologique à des niveaux faibles, l'analyse du quotient de risque indique que les concentrations prévues de TBBPA dans l'environnement dues aux activités actuelles de traitement au Canada ont peu de chances d’être nocivesaux organismes pélagiques, vivant dans les sédiments et du sol, ou à la faune.

Sur la base de données modélisées, les deux dérivés, soit le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA devraient persister dans le sol, l'eau et les sédiments, mais pas dans l'air, d'après les critères définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. Les données modélisées indiquent également que ces substances ne remplissent pas non plus les critères concernant le potentiel de bioaccumulation.

Les données empiriques sur l'écotoxicité du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA ne sont généralement pas accessibles. Les concentrations prévues pour le paramètre d'écotoxicité du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA sont semblables à celles prévues pour le TBBPA. Pour ce qui est du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, sa toxicité sur les rongeurs a été définie comme faible et la plupart des valeurs d'écotoxicité estimées représentent un résultat « aucun effet à la concentration de saturation » (c.-à-d. les concentrations avec effets sont supérieures à la limite d'hydrosolubilité), même s'il existe une toxicité chronique estimée prévue à de très faibles concentrations dans la plage de sa solubilité dans l'eau.

Les analyses du quotient de risque pour le dérivé O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA indiquent néanmoins que les rejets de cette substance dans l'environnement à la suite des activités de traitement au Canada ont peu de chances d'être nocifs pour les organismes pélagiques, les organismes benthiques et la faune.

Comme le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA semble peu utilisé au Canada, on considère qu'il présenterait un faible risque d'exposition et, donc, un risque négligeable pour l'environnement canadien pour le moment.

Conclusion

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, le risque associé au TBBPA, au O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et au O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA est faible pour les organismes et l’intégrité globale de l’environnement. On conclut qu'ils ne satisfont pas aux critères des alinéas 64a) ou b) de la LCPE (1999) car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocifsur l'environnement ou la diversité biologique, ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

Le TBBPA, le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA satisfont aux critères de la persistance, mais ne satisfont pas aux critères de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement

Il existe des incertitudes liées au manque de données sur les concentrations de la substance dans l'environnement canadien, plus particulièrement dans les effluents des eaux usées ainsi que dans les biosolides, les sols, les sédiments et le biote associés. Malgré cette limite, des scénarios d'exposition ont été élaborés pour des analyses de risque selon les meilleurs renseignements disponibles, et ils sont considérés comme suffisamment prudents pour caractériser les risques potentiels associés aux rejets de TBBPA et de O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA pour l'environnement au Canada. Le rapport d'évaluation reconnaît qu'il existe peu de données sur la caractérisation des rejets potentiels provenant de produits finis et de produits partiellement finis pendant leur utilisation, ainsi que lors de leur désassemblage ou de leur élimination à la fin de leur vie utile. Néanmoins, sur la base des renseignements disponibles, les déversements sont considérés comme peu importants. Cette évaluation ne tient pas compte de la formation possible de TBBPA dans l'environnement à la suite de la dégradation de sous-produits de TBBPA ou de produits qui en contiennent.

Certaines incertitudes existent quant au comportement du TBBPA dans l'environnement, notamment les effets d'un changement de proportions des formes dissociées et non dissociées du TBBPA en fonction de différents paramètres environnementaux, tels que les effets possibles du pH sur la biodisponibilité et la toxicité pour les organismes. Toutefois, selon les données recensées, la substance n'a qu'un faible potentiel de bioaccumulation et ne présente aucun risque pour les consommateurs secondaires, bien que l'on reconnaisse que dans certaines conditions ou circonstances, la substance peut, dans une certaine mesure, s'accumuler dans les organismes.

Cette évaluation reconnaît également qu'il existe des lacunes en matière de données sur la toxicité du TBBPA pour la faune et ses effets sur les espèces pélagiques, les organismes vivant dans les sédiments et la faune résultant d'une exposition prolongée au TBBPA (p. ex. pendant la durée de vie et sur plusieurs générations). L'analyse des risques pour les consommateurs secondaires (dans cette évaluation, le vison est utilisé) portait sur une concentration de TBBPA chez une proie du vison (poisson), qui avait été établie à l'aide d'une concentration de TBBPA dans l'eau mesurée à l'extérieur de l'Amérique du Nord (multipliée par un FBC). Dans le cadre de la présente évaluation, on reconnaît que cette concentration de TBBPA n'est pas nécessairement représentative des eaux du Canada, mais l'analyse des données laisse supposer que la conclusion de l'analyse des risques serait la même pour la faune même si la concentration de TBBPA dans l'eau était largement supérieure à celle utilisée (p. ex. multipliée par un facteur de 100).

D'après les similitudes des substances quant à leur structure et à leurs propriétés physiques et chimiques, on suppose que les substances dérivées ont des propriétés qui s'apparentent à celles du TBBPA. Toutefois, on dispose de peu de renseignements sur les propriétés chimiques et physiques ainsi que le devenir potentiel de ces substances pour étayer cette hypothèse. On dispose également de peu de données sur les concentrations mesurées des dérivés du TBBPA dans l'environnement et sur le potentiel de bioaccumulation de ces substances. L'estimation d'une CEE dans l'eau est incertaine pour le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA en raison de l'absence d'estimations empiriques de la solubilité de la substance dans l'eau.

Enfin, on reconnaît qu'il existe des lacunes dans les données sur la toxicité du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA pour les espèces aquatiques et fauniques, les organismes benthiques et les organismes du sol en raison de l'absence d'études empiriques et de l'incertitude liée à l'applicabilité limitée des données modélisées sur la toxicité. En ce qui concerne l'écotoxicité aquatique, il n'a pas été possible de trouver un analogue approprié dont le mode d'action est semblable à celui du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA. L'utilisation du TBBPA comme analogue de cette substance dérivée sur le plan de la toxicité pour les sédiments constitue une source d'incertitude supplémentaire, mais cette utilisation est tout de même jugée prudente. Le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA devrait présenter une biodisponibilité limitée et ne devrait pas causer d'effets nocifs à la concentration de saturation.

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Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

Le TBBPA, le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA sont des ignifuges présents dans un éventail de biens de consommation faits de polymères plastiques, comme les ordinateurs, les cartes de circuits imprimés, les téléviseurs et d'autre équipement électronique fini. Il n'existe aucune preuve d'utilisation du TBBPA dans les textiles pour vêtements (RER UE, 2006; Sigman, 2002). Le TBBPA et ses dérivés peuvent être utilisés comme ignifuges de type réactif dans les cartes de circuits avec époxyde et, dans une moindre mesure, comme additif ignifuge dans la fabrication de résines de polystyrène-butadiène-acrylonitrile (ABS), les résines de polystyrène choc et les résines phénoliques. En tant qu'ignifuge de type réactif, seul le composé résiduel peut migrer, car la majeure partie du composé est liée par covalence à la matrice polymérique. Il s'agit donc d'une source d'exposition relativement faible. Lorsque la substance est utilisée en tant qu'additif, elle ne réagit pas chimiquement avec les autres composants du polymère, de sorte qu'elle peut migrer hors de la matrice à la suite d'une abrasion ou d'une exposition à la chaleur et à des températures élevées. La présente évaluation est fondée sur les concentrations de TBBPA les plus élevées mesurées dans l'air, le sol, la poussière, l'eau et les aliments afin de produire des valeurs d'entrée prudentes en raison de l'absence de données de surveillance sur les deux composés dérivés. On considère que les valeurs d'entrée calculées comprennent la contribution potentielle des deux dérivés.

D'après une enquête menée auprès de l'industrie en 2000, les quantités de TBBPA et de O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA importées au Canada étaient dans la même fourchette. Dans le cas du O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA pur, étant donné que son utilisation n'est pas confirmée au Canada, toute exposition humaine résulterait probablement de l'utilisation de produits contenant cette substance, plutôt que de la substance pure elle-même. Une personne peut être exposée au TBBPA lorsqu'elle entre en contact (ingestion, inhalation ou contact direct) avec de la poussière qui contient la substance ou lorsque la substance est rejetée, par exemple, dans le cas où du TBBPA inaltéré migre du polymère. Il convient cependant de noter qu'un maximum de 0,06 % de la quantité totale de la substance utilisée dans la résine ne réagit pas et pourrait migrer. Étant donné sa faible pression de vapeur, le TBBPA ne se volatilisera pas et ne dégagera pas de gaz à partir d'un produit. Par conséquent, en ce qui concerne le plus fort potentiel d'exposition de la population générale au TBBPA, la principale voie d'exposition de l'homme à de petites quantités de TBBPA libre serait un transfert main-bouche de retombées de poussières contenant du TBBPA dans un environnement intérieur. Si le TBBPA libre migre du plastique en raison de sa faible pression de vapeur, la volatisation ne devrait pas constituer une source d'exposition.

Lorsqu'il y a augmentation de la température, comme dans le cas d'un téléviseur ou d'un ordinateur qui produit de la chaleur pendant son fonctionnement, il pourrait y avoir un potentiel de vaporisation de TBBPA libre, qui pourrait se déposer sur des surfaces dans une maison. En Amérique du Nord, Batterman et al. (2010) ont mesuré des concentrations détectables de TBBPA dans 3 des 10 bureaux où des échantillons ont été prélevés (deux pavillons universitaires : concentrations de 1,2 x 10-8 mg/m3 et de 2,3 x 10-8 mg/m3; une salle de serveur informatique : concentration la plus élevée de 8,6 x 10-8mg/m3) dans l'air, la poussière, les filtres du système de ventilation et les tapis de 10 bâtiments situés au Michigan (États-Unis). Ces concentrations sont considérées comme des surestimations des concentrations que l'on pourrait trouver dans un milieu résidentiel.

La stabilité des résines ABS a été étudiée à différentes températures (Luijk et Govers, 1992). De très faibles concentrations de TBBPA ont été décelées à des températures supérieures à 200 °C. Sjödin et al. (2001) ont mesuré les concentrations de TBBPA dans l'air de bureaux contenant un grand nombre d'ordinateurs. Quatre échantillons statiques présentaient une valeur moyenne de 3,6 x 10-8 mg/m3 [1 à 7 x 10-8 mg/m3]. Wolf et al.(2000) ont également montré qu'une carte de circuits imprimés avec résine d'époxyde contenant du TBBPA ne produisait aucun rejet de composés bromés. De plus, le RER de l'UE (2006) a également fait mention d'études dans le cadre desquelles aucun TBBPA n'avait été décelé dans l'air se trouvant à l'intérieur ou entourant un téléviseur ou un boîtier de moniteur d'ordinateur, et ce, même lorsque l'ignifuge était présent dans les cartes de circuits imprimés (type réactif) ou le boîtier du moniteur (type additif) [De Boer et al., 1998; Ball et Hermann, 2002). Pour ce dernier, on a réalisé une expérience dans un bureau afin d'étudier les rejets découlant de l'utilisation de moniteurs au cours d'une simulation de conditions « réelles ». Les moniteurs contenaient 12 % de TBBPA et les cartes de circuits se trouvant à l'intérieur contenaient entre 4 et 8 % de TBBPA. Les concentrations de TBBPA dans l'air mesurées dans la pièce fermée variaient entre 1,0 x 10-7 mg/m3 et 2,0 x 10-5 mg/m3, et les concentrations de TBBPA dans l'air mesurées dans le cadre de l'étude réalisée dans un bureau ont atteint 2,33 x 10-5 mg/m3 avant de diminuer lentement entre 1,0 et 2,0 x 10-7 mg/m3. Les frottis prélevés dans les pièces faisant l'objet de l'étude ont donné une concentration maximale de TBBPA de 0,569 mg/m2 dans la partie inférieure de la zone d'échantillonnage, mais des particules avaient été détectées auparavant, qui pourraient représenter une contamination du milieu résidentielle (RER UE, 2006). Ces données indiquent qu'il existe un risque d'exposition à de très faibles concentrations de TBBPA dans les zones entourant des ordinateurs et des moniteurs en marche.

Des rapports récents (D'Hollander et al., 2010; Wang et al., 2010; Roosens et al., 2010; Ni et al., 2010; Shi et al., 2009b; Zhang et al., 2009; Mascolo et al., 2010; Guerra et al., 2010) indiquent une variation importante de l'exposition humaine aux ignifuges bromés, plus particulièrement au TBBPA et à ses dérivés, selon l'utilisation propre au pays, le niveau de développement industriel, la production et le cadre réglementaire visant l'utilisation permise de la substance. Aux États-Unis (Batterman et al., 2010) et au Royaume-Uni (Harrad et al., 2010), les évaluations de l'exposition montrent diverses concentrations et tendances qui devraient être également différentes de celles d'autres pays comme la Belgique (D'Hollander et al., 2010), où les concentrations ont tendance à être inférieures d'un ordre de grandeur. Le niveau d'exposition de la population générale en Amérique du Nord devrait être inférieur à celui mesuré par Batterman et al. (2010) dans un immeuble de bureaux.

Selon les études récentes mentionnées précédemment qui ont évalué l'exposition humaine aux ignifuges bromés, dont le TBBPA et ses dérivés, dans des environnements intérieurs et extérieurs (poussière, sol, air et aliments), bien que les données obtenues varient grandement, on note un risque d'exposition accru, surtout dans l'air intérieur, car le TBBPA et ses dérivés sont de plus en plus utilisés en Europe comme produit de remplacement d'autres substances. Par ailleurs, il convient de noter que, lorsqu'on combine l'augmentation du nombre d'appareils vendus sur le marché à la tendance à la miniaturisation des appareils électroniques (entraînant une réduction de la masse réelle et de la surface de plastique des nouveaux produits), les répercussions sur le risque d'exposition pourraient être limitées.

Aucune donnée canadienne n'a été trouvée pour définir la caractérisation de l'exposition au TBBPA et à ses deux dérivés. L'exposition au TBBPA et à ses deux dérivés a été caractérisée pour la population générale, d'après les estimations de la limite supérieure et les concentrations maximales de TBBPA signalées pour l'air, le sol, la poussière, l'eau et les aliments à partir des données actuellement disponibles et qui sont considérées comme les plus représentatives des expositions au Canada

Pour caractériser l'absorption, l'utilisation des concentrations de TBBPA les plus élevées mesurées dans l'air, le sol, la poussière, l'eau et les aliments est jugée prudente en raison de l'absence de données de surveillance sur les deux composés dérivés. On considère que les valeurs d'entrée calculées comprennent la contribution potentielle des deux dérivés.

L'annexe 3 présente les estimations de la limite supérieure de l'absorption quotidienne totale résultant de l'exposition au TBBPA, au O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et au O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA chez la population générale du Canada. Les estimations de l'absorption quotidienne de TBBPA et de ses dérivés varient entre 1,0 x 10-5 mg/kg poids corporel par jour chez les nourrissons nourris au lait maternisé et 1,95 x 10-4 mg/kg poids corporel par jour chez les nourrissons allaités. Cette dernière valeur a été calculée à partir d'un algorithme d'exposition connu pour l'estimation de l'exposition des nourrissons par le lait maternel (Santé Canada, 2008).

Il est reconnu que ces estimations sont très incertaines. Ces incertitudes ont déjà été reconnues. L'Union européenne (RER UE, 2006) remarque que « toute tentative de mener des évaluations quantitatives entraînera des taux d'erreurs disproportionnellement élevés en raison de la faible exposition prévue. L'exposition combinée de la pire éventualité serait un consommateur qui est déjà exposé à la substance indirectement par l'environnement. Étant donné que l'exposition des consommateurs au TBBPA est négligeable, le calcul de l'exposition combinée de la pire éventualité n'a pas été effectué. »

Les annexes 4, 5 et 6 résument les concentrations de TBBPA mesurées dans l'air intérieur, les aliments et la poussière, qui sont expliquées en détail ci-après.

Air ambiant

Aucun rapport de surveillance du TBBPA dans l'air au Canada n'a été recensé.

Le TBBPA a été décelé dans l'air ambiant (1,8 x 10-9 mg de TBBPA/m3) prélevé par des échantillonneurs actifs à grand volume le long du périmètre de deux usines de synthèse de produits chimiques organobromés qui produisent la substance situées dans le sud de l'Arkansas (États-Unis) [Zweidinger et al., 1979a]. Le TBBPA n'a pas été décelé dans les échantillons d'air extérieur prélevés à Berlin et à Stockholm (Kemmlein, 2000; Sjödin et al., 2001), mais a été décelé à une concentration de 7,0 x 10-8 mg/m3 dans des échantillons prélevés à l'aide d'échantillonneurs actifs à grand volume à Dunai, dans l'Arctique russe (Alaee et al., 2003), et aux Pays-Bas à une concentration de 2 x 10-9 mg/m3 (Duyzer et Vonk, 2003). Le TBBPA a été mesuré dans l'air ambiant à des concentrations allant de moins de 4 x 10-3 mg/m3 dans des échantillons prélevés dans des régions côtières du nord de l'Europe à 8,5 x 10-10 mg/m3 au Royaume-Uni (Xie et al., 2007; Abdallah et al., 2008).

Pour l'estimation de la limite supérieure de l'exposition de la population du Canada, les concentrations ambiantes mesurées à Dunai (Alaee et al., 2003) ont été utilisées, car on estime que ce lieu géographique est comparable au Canada.

Air intérieur

L'annexe 4 fournit un résumé des rapports sur les concentrations de TBBPA mesurées dans l'air intérieur.

Plusieurs mesures de TBBPA ont été prises dans l'air intérieur (dans des salles de classe, des bureaux et des milieux industriels) dans le but notamment de détecter des émissions à proximité des ordinateurs. Les composants d'ordinateur peuvent être exposés à des températures élevées pendant leur utilisation et des substances volatiles peuvent être émises. Les rejets de TBBPA provenant de moniteurs d'ordinateur en marche pendant de longues périodes ont été mesurés dans des enceintes d'essai fermées à des concentrations variant entre 0,8 et 1,5 x 10-6mg/m3. Ces valeurs sont supérieures à celles mesurées dans les bureaux et les salles de classe, tel qu'il est indiqué à l'annexe 4 (Ball et Hermann, 2002). Des échantillons d'air intérieur ont été prélevés dans des appartements et des maisons à Tokyo (Japon) en 2003. Ces échantillons contenaient entre 0,3 x 10-9 mg/m3 et 0,8 x 10-9 mg/m3 de TBBPA (Inoue et al., 2003). Les résultats de cette étude menée au Japon portant sur des lieux résidentiels étaient supérieurs à ceux de l'étude portant sur des bureaux et des salles de classe. Aux fins de comparaison, la concentration moyenne de TBBPA dans l'air intérieur de résidences au Royaume-Uni était de 1,6 x 10-8 mg/m3 et celle des maisons au Japon était de 8,0 x 10-7 mg/m3 (Abdallah et al., 2008; Inoue et al., 2003). Les concentrations mesurées dans les bureaux au Royaume-Uni atteignaient 2,6 x 10-8 mg/m3. Des concentrations ont été mesurées récemment dans l'air d'une source ponctuelle, soit des usines de recyclage, et variaient entre 0,03 et 1,5 x 10-4 mg/m3 (Tollback et al., 2006; Sjödin et al., 2001; Morf et al., 2005 cité dans Xie et al., 2007).

Batterman et al. (2010) ont mesuré la présence d'ignifuges bromés, dont le TBBPA, dans l'air, la poussière, des filtres de systèmes de ventilation et des tapis de 10 bâtiments situés au Michigan (États-Unis). Des concentrations détectables de TBBPA ont été mesurées dans 3 des 10 bureaux où des échantillons avaient été prélevés (deux pavillons universitaires : concentrations de 1,2 x 10-8 mg/m3 et de 2,3 x 10-8 mg/m3; une salle de serveur informatique : concentration la plus élevée de 8,6 x 10-8mg/m3). Le TBBPA a également été décelé à des concentrations de 1,1 x 10-8 mg/m3 dans la matière particulaire recueillie dans un bâtiment de fabrication d'appareils médicaux et dans un pavillon universitaire et à une concentration de 1,2 x 10-8 mg/m3 dans un magasin de pneus.

Pour l'estimation de la limite supérieure de l'exposition de la population du Canada, les concentrations dans l'air intérieur mesurées récemment aux États-Unis par Batterman et al.(2010) ont été utilisées, car on estime que ces données sont les plus représentatives de l'exposition à la substance au Canada.

Milieu aquatique

On n'a relevé aucun rapport indiquant que du TBBPA avait été décelé dans l'eau de surface au Canada.

Le TBBPA a été décelé dans un échantillon d'eau de surface (5 x 10-2 µg/L, limite de détection de 3 x 10-5 µg/L) sur un nombre total de 297 échantillons prélevés au Japon entre 1977 et 2000 (ministère de l'Environnement du Japon, 2003). Le TBBPA a été décelé (maximum de 20,4 ng/L ou 2,04 x 10-2 µg/L) dans 7 des 30 échantillons prélevés dans les eaux de surface en Allemagne en 2000. Il a été établi que le TBBPA détecté dans des échantillons d'eau de rivière en Allemagne provenait de rejets industriels de la région (Kuch et al., 2001, cité dans OSPAR, 2004).

Le TBBPA mesuré dans l'eau de surface allait de moins de 3,0 x 10-5 µg/L à 3,0 x 10-3 µg/L, en France et au Royaume-Uni, respectivement (Labadie et al., 2010; Harrad et al., 2009).

Du TBBPA natif ainsi que des dérivés bromés du 13C-bisphénol A (BPA) ont été décelés dans de l'eau potable que l'on trouve sur le marché (c.-à-d. bouteille d'eau), qui avait été entreposée dans des contenants réutilisables en polycarbonate. Dans deux échantillons prélevés dans une bonbonne d'eau, le 13C-TBBPA était le principal constituant du
13C-BPA ( supérieur(e) à  85 %) (Peterman et al., 2000, cité dans NTP, 2002).

Pour l'estimation de la limite supérieure de l'exposition de la population du Canada, les valeurs obtenues par Harrad et al. (2009) pour les eaux de surface au Royaume-Uni ont été utilisées.

Sol, sédiments et poussières

L'annexe 5 fournit un résumé des concentrations de TBBPA mesurées dans la poussière.

Le TBBPA a été décelé dans quatre des huit échantillons de poussière prélevés dans huit édifices parlementaires nationaux en Europe à des concentrations atteignant 4,7 x 10-2 mg/kg (Santillo et al., 2001). Il a également été décelé dans quatre des dix échantillons combinés de poussière recueillis dans dix régions de la Grande-Bretagne à des concentrations allant jusqu'à 0,34 mg/kg, et les échantillons de poussière recueillis en Finlande et au Danemark présentaient des concentrations de TBBPA de 0,025 mg/kg et de 0,40 mg/kg, respectivement (Santillo et al., 2003). Le rapport ne proposait aucune explication sur la source de TBBPA dans la poussière.

Dans une étude réalisée au Royaume-Uni sur les concentrations dans la poussière recueillie dans des bureaux, des maisons, des voitures et des microenvironnements, la concentration la plus élevée (0,220 mg/kg) a été mesurée dans des microenvironnements publics (n = 4), soit des bars et des restaurants.

La concentration de TBBPA dans la poussière la plus élevée a été mesurée derrière des meubles-télévision dans le cadre d'une étude japonaise et s'élevait à 1,9 x 104 mg/kg (Takigami et al., 2008).

La présence de TBBPA a été signalée dans le sol de lieux contaminés associés à des installations de synthèse de produits chimiques organobromés, mais cette présence n'était pas considérée comme représentative des concentrations auxquelles une personne peut être exposée dans l'environnement, c'est pourquoi on n'en fait pas mention à l'annexe 5.

Le TBBPA a été décelé dans des échantillons de sédiments prélevés dans le lac Ontario en 2002 et dans la rivière Detroit et ses environs en 2000 à des concentrations se situant entre des quantités non détectables et 1,84 ng/g en poids sec (Quade, 2003). Aucun autre rapport sur le TBBPA dans les sédiments du Canada n'a été recensé. Des études sur la contamination des sédiments ont été menées en Norvège, aux Pays-Bas, en Belgique, au Royaume-Uni, en Allemagne et au Japon au cours de la période de 2000 à 2003. La concentration la plus élevée de TBBPA enregistrée était de 9 750 ng/g (9,75 x 10-3 mg/kg) en poids sec près d'une installation de fabrication d'ignifuges bromés au Royaume-Uni (Morris et al., 2004). Morris et al. (2004) ont également fait état de la détection de TBBPA (0,1 mg/kg en poids sec) dans des sédiments recueillis aux Pays-Bas et dans l'Escaut occidental, en Belgique.

Selon une analyse du TBBPA et de son dérivé méthly-TBBPA dans des sédiments prélevés dans une rivière de Suède en amont et en aval d'une usine de fabrication de matières plastiques qui utilisait du TBBPA, les concentrations des deux substances chimiques étaient largement supérieures en aval de l'usine qu'en amont de celle-ci (Sellström et Jansson, 1995). Le tableau 6 dresse la liste complète de ces études.

Des données supplémentaires ont indiqué des concentrations de TBBPA dans les sédiments variant entre 0,07 mg/g et 230 x 10-6 mg/g en poids sec (Harrad et al., 2009; Sanchez-Brunete et al., 2009; Zhang et al., 2009; Labadie et al., 2010).

Batterman et al. (2010) ont mesuré des concentrations de TBBPA dans l'air, la poussière, des filtres de systèmes de ventilation et des tapis de 10 bâtiments situés au Michigan (États-Unis). Le TBBPA a été décelé à une concentration moyenne de 2,23 x 10-4 mg/g dans la poussière (médiane : 1,34 x 10-4 mg/g; plage : de 20 mg/g à 938 x 10-6 mg/g) d'échantillons prélevés dans neuf bâtiments (minimum d'un échantillon par bâtiment, 2 échantillons dans 3 des 9 bâtiments : 12 échantillons au total). La concentration la plus élevée a été mesurée dans un bâtiment où des appareils médicaux étaient fabriqués (9,38 x 10-4 mg/g).

Harrad et al. (2010) ont signalé que les concentrations de TBBPA dans la poussière de plancher de garderies et de salles de classe d'écoles primaires au Royaume-Uni étaient largement supérieures (p  inférieur(e) à  0,05) à celles mesurées dans la poussière de voitures (Abdallah et al., 2008) (n = 20) et de bureaux (n = 28), mais semblables à celles mesurées dans les maisons (n = 45). Les valeurs moyennes obtenues dans les classes de garderies et d'écoles primaires étaient de 2,0 x 10-4 mg/g (médiane : 1,1 x 10-4 mg/g; n = 43; plage de valeurs allant de 17 à 1,4 x 10-3 mg/g). Les auteurs ont également comparé l'exposition des enfants et des adultes, de même que l'exposition par l'air et par l'alimentation. Ces données ont été utilisées pour calculer l'exposition par la poussière de la population canadienne, car on estime que ce sont les données les plus pertinentes pour évaluer l'exposition des nourrissons et des jeunes enfants, bien que les jeunes enfants semblent être le groupe d'âge le plus exposé après les nourrissons allaités.

Alimentation

On n'a relevé aucun rapport analysant la présence de TBBPA dans les aliments au Canada.

Un certain nombre de rapports sur les mesures de TBBPA dans le poisson et d'autres fruits de mer ont été publiés récemment. Le TBBPA a été décelé dans le poisson ainsi que les crustacés et les mollusques. Des échantillons prélevés dans la région d'Osaka contenaient 0,8 μg/kg et 4,6 μg/kg (poids humide) de TBBPA méthylé. Le TBBPA n'a été décelé dans aucun autre échantillon de poisson recueilli dans d'autres régions du Japon (Nakagawa et al., 2006).

Les résultats de plusieurs études sont résumés à l'annexe 6. Les concentrations de TBBPA les plus élevées étaient de 245 μg/kg de lipides (équivalant à 1,5 μg/kg en poids humide pour une teneur en lipides de 0,63 %) dans le sillago de la mer du Nord (Morris et al., 2004) et de 3,4 μg/kg en poids humide dans l'anguille des Pays-Bas (de Winter-Sorkina et al., 2003).

La concentration de TBBPA mesurée dans un échantillon de lait de vache de Norvège était de 1,3 x 10-2 μg/kg de lipides ou 5,1 x 10-4 μg/kg de lait entier. La teneur en matières grasses du lait de vache était de 3,9 % (Thomsen et al., 2002a). Dans une étude portant sur 84 échantillons d'aliments réalisée aux Pays-Bas, le TBBPA a été décelé dans des échantillons de fromage à une concentration de 0,08 μg/kg de fromage, soit environ une concentration 160 fois plus élevée que celle mesurée dans le lait de vache comparativement à une base alimentaire entière (de Winter-Sorkina et al., 2003). Cette différence s'explique en partie par la lipophilie du TBBPA, comme le montre la valeur élevée du log Koe et la teneur en lipides élevée du fromage par rapport au lait.

Une enquête sur l'alimentation totale visant 121 catégories d'aliments a été menée au Royaume-Uni en 2001, et la concentration de TBBPA était inférieure à la limite de détection dans toutes les catégories alimentaires principales. Les limites de détection étaient de l'ordre de 1 μg/kg (Food Standards Agency, 2004). Contrairement aux résultats de Morris et al. (2004) présentés à l'annexe 6, dans le cadre de l'enquête menée au Royaume-Uni, aucun TBBPA n'a été décelé dans les échantillons de poissons et de fruits de mer. Par contre, les limites de détection de l'étude du Royaume-Uni étaient relativement élevés, soit 1,4 x 10-3 μg/kg de lipides dans le lait, comparativement à la concentration mesurée par Thomsen (2002a) de 1,3 x 10-2 μg/kg de lipides dans le lait entier (équivalent). La limite de détection du TBBPA dans l'étude sur l'alimentation du Royaume-Uni est 100 fois plus élevée que la valeur mesurée dans l'étude de Norvège. Il convient donc d'examiner ces rapports indiquant qu'aucun TBBPA n'a été mesuré dans les aliments au Royaume-Uni en tenant compte du fait que les limites de détection étaient relativement élevés pour les produits laitiers et le poisson. Aucune comparaison n'est possible pour les autres groupes alimentaires en raison du manque de données.

D'autres concentrations de la substance dans les aliments ont été publiées. La concentration la plus élevée a été mesurée dans la quatrième enquête sur l'alimentation totale menée en Chine (Shi et al., 2009b) et s'élève à 2,0 μg/kg de lipides pour une valeur de n = 48. Les concentrations les plus élevées étaient de 1,3 µg/kg pour la viande, de 0,7 µg/kg pour les œufs, de 2,0 µg/kg pour les aliments d'origine marine et de 0,8 µg/kg pour le lait. Ces données ont été choisies pour calculer la limite supérieure de l'absorption, car la Chine est un grand consommateur d'aliments d'origine marine (dans lesquels il a été établi que le TBBPA était décelé et s'y accumule) et l'Asie est un fabricant important de TBBPA et de produits ignifuges à base de TBBPA (p. ex. cartes de circuits électriques avec stratifiés d'époxyde; Shi et al., 2009a).

Produits de consommation

Après examen des profils d'utilisation du TBBPA et des résultats indiqués dans le rapport d'évaluation des risques de l'UE (2006) concernant l'exposition découlant de l'utilisation de produits de consommation, les données indiquent que l'exposition au TBBPA découlant de l'utilisation de produits de consommation est négligeable, c'est pourquoi aucune estimation de la limite supérieure de l'exposition liée aux produits de consommation n'est nécessaire dans le cadre de la présente évaluation préalable des risques.

Biosurveillance du TBBPA

La détection et la quantification du TBBPA dans les échantillons de lait maternel et de sang humain montrent que les concentrations plus fortes de la substance dans le lait et le sang (annexes 7 et 8) traduisent une exposition de la population au TBBPA.

Comme l'indique l'annexe 7, le TBBPA a été décelé dans des échantillons de lait maternel recueillis entre 1990 et 2001 en Norvège, au Danemark et en Allemagne. Les concentrations mesurées allaient de quantités non détectables à 11 ng/g de lipides dans un échantillon prélevé chez une habitante des îles Féroé (Thomsen et al., 2002a; Kemmlein, 2000). Aucune donnée n'a été fournie sur l'exposition professionnelle des femmes faisant partie du bassin, de sorte que les concentrations mesurées des échantillons combinés devraient être représentatives de la population générale. Le diméthyl-TBBPA a également été décelé semi-quantitativement dans des échantillons combinés de lait maternel provenant de trois endroits en Norvège, à des concentrations approximatives allant de 0,1 ng/g à 1,1 mg/g de lipides. La source du composé est inconnue, mais les auteurs proposent deux explications : le diméthyl-TBBPA a été peu utilisé comme ignifuge ou il pourrait être le produit de la biométhylation (Thomsen et al., 2003). Une étude plus récente par Carginan et al. (2012) s'est penchée sur des échantillons de lait maternel prélevés en 2004 et 2005 sur 43 femmes de Boston (Massachusetts), aux États-Unis. Du TBBPA a été détecté dans 35 % des échantillons (allant d'une limite de dosage de 30 à 550 pg/g en poids lipidique) et les moyennes de concentration n'ont pas été indiquées, car la fréquence de détection ( inférieur(e) à à 50 %) était trop faible.

Les concentrations sériques sont indiquées à l'annexe 8. En 2003, des échantillons de sang ont été prélevés chez 47 membres du Parlement européen, puis analysés aux fins de détection d'un grand nombre de contaminants. Le TBBPA a été décelé dans 27 des 40 échantillons analysés. La concentration de TBBPA la plus élevée était de 0,3 ng/g dans le sang entier (WWF, 2004). La concentration de TBBPA la plus élevée qui avait été mesurée auparavant était de 3,7 ng/g de lipides dans le cadre d'une étude sur des Japonais d'âge adulte (Nagayama et al., 2000). La valeur maximale de 0,3 ng/g dans le sang entier établie par le Fonds mondial pour la nature (WWF) est plus élevée que toute autre valeur établie auparavant pour le sang et les fractions de sang. Il est impossible d'effectuer une comparaison précise des résultats exprimés en sang entier et en lipides sans connaître la teneur en lipides du sang entier du sujet. La grande différence entre les résultats du WWF et ceux des études de Thomsen et al. (2002a) et Jakobsson et al., (2002) peut s'expliquer en partie du fait que le TBBPA peut s'adsorber aux particules sanguines, qui sont éliminées par centrifugation pendant la préparation des fractions de plasma et de sérum.

Le sérum d'échantillons de sang archivés prélevés chez des hommes âgés entre 40 et 50 ans dans cinq hôpitaux de comté de la Norvège au cours de la période de 1975 à 1999 ont été analysés aux fins de détection du TBBPA. Le TBBPA n'a été décelé dans aucun des échantillons prélevés avant 1986, mais a été détecté dans tous les échantillons prélevés après cette date à des concentrations allant de 0,44 ng/g à 0,65 ng/g de lipides. Des échantillons de sérum prélevés en 1998 chez des hommes et des femmes de la naissance à l'âge de 60 ans ont été analysés. La concentration de TBBPA était plus élevée dans le sérum des enfants de la naissance à l'âge de quatre ans que dans toutes les autres sous-populations d'âge. La charge corporelle de TBBPA ne variait pas en fonction de l'âge chez les personnes âgées de quatre ans et plus (Thomsen et al., 2002b).

Une analyse a été réalisée sur la concentration dans le sang de plusieurs ignifuges bromés chez trois groupes de travailleurs en Norvège : démonteurs de matériel électronique, fabricants de cartes de circuits et employés de laboratoire non exposés au TBBPA. Les concentrations de TBBPA mesurées dans le plasma sanguin des démonteurs variaient entre 0,64 ng/g et 1,8 ng/g de lipides, et la concentration moyenne de TBBPA chez les sujets de ce groupe était largement supérieure à celles des deux autres groupes (Thomsen et al., 2001). Ces résultats laissent entendre que la population norvégienne est exposée à la substance dans un cadre non professionnel et que les démonteurs de matériel électronique présentent une charge supplémentaire liée à l'exposition professionnelle à la substance. Dans le cadre d'une autre étude menée auprès de travailleurs d'une usine de démontage d'appareils électroniques, la concentration de TBBPA dans le sérum sanguin a été mesurée pendant une période au cours de laquelle les sujets travaillaient et plusieurs jours après la cessation de l'exposition professionnelle. Les auteurs ont conclu que la demi-vie biologique chez l'humain était de 2,2 jours (Hagmar et al., 2000), ce qui indique une faible tendance à se concentrer chez l'homme.

Le TBBPA a également été décelé dans 8 des 14 échantillons de sang prélevés chez des Japonais d'âge adulte. La concentration maximale mesurée était de 3,7 ng/g de lipides et la médiane, de 1,35 ng/g de lipides (Nagayama et al., 2000). Aucun renseignement ne portait sur l'exposition professionnelle des sujets japonais. Il convient de noter que ces concentrations élevées sont du même ordre de grandeur que les résultats obtenus par Thomsen et al. (2001) pour les démonteurs de matériel électronique norvégiens. Une autre étude de biosurveillance menée au Japon a permis de détecter de faibles concentrations de TBBPA dans des échantillons de sang du cordon ombilical de nourrissons humains (Kawashiro et al., 2008).

Depuis la publication de l'évaluation de l'Union européenne (RER UE, 2006), plusieurs nouvelles études de biosurveillance ont été publiées. Ces études comptent une étude réalisée par Shi et al. (2009b) dans le cadre de laquelle les concentrations de TBBPA dans le lait maternel ont été mesurées. Vingt-quatre échantillons combinés ont été analysés. Les concentrations étaient inférieures à 1 ng/g de lipides dans 75 % des échantillons. Cariou et al. (2008) ont calculé une concentration moyenne de TBBPA de 4,1 ng/g de lipides. Antignac et al. (2006) ont calculé une valeur médiane de 0,17 ng/g de lipides.

En ce qui concerne les données sur les concentrations dans le sang, la concentration moyenne la plus élevée a été mesurée, en France, dans le sérum du cordon ombilical de nouveau-nés (103,5 +/- 149,7 ng/g de lipides; Cariou et al., 2008). Aucun TBBPA n'a été décelé dans le cadre d'un programme de biosurveillance récent mené au Canada portant sur 50 599 échantillons de sérum sanguin. La limite de détection était de 3 x 10-2 ng/g de sérum (Alberta Health and Wellness, 2008). Dallaire et al. (2009) ont mesuré la concentration de TBBPA dans le plasma de 771 sujets inuits du Nunavik (Québec). Le TBBPA a été décelé chez 5 % des sujets à des concentrations allant de 10 ng/L à 480 ng/L (limite de détection = 10 ng/L).

Plusieurs études se sont penchées sur le TBBPA dans les tissus adipeux. Johnson-Restrepo et al. (2008) ont détecté la substance à une concentration moyenne de 0,05 ± 0,1 ng/g de lipides, allant de moins de 0,003 à 0,5 ng/g de lipides. Les données combinées de biosurveillance humaine montrent une concentration de TBBPA semblable dans le lait maternel, le sérum et les tissus adipeux. Ces données indiquent que le TBBPA n'est pas séquestré davantage dans l'un ou l'autre des tissus ou liquides humains et qu'il se répartit également dans tous les lipides de l'organisme.

Évaluation des effets sur la santé

Les résultats d'une évaluation des risques associés au TBBPA publiée par l'Union européenne (RER UE, 2006) sont présentés ci-après. Plusieurs nouvelles études ont été recensées dans le cadre d'une recherche documentaire portant sur la période de 2006 à janvier 2013. L'annexe 9 présente ces études plus en détail ainsi qu'un résumé des effets sur la santé des dérivés du TBBPA, soit le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA (no CAS 25327-89-3) et le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA (no CAS 4162-45-2). Compte tenu de la structure chimique semblable du TBBPA et de ses dérivés, de même que des profils toxicologiques communs des composés définis dans des études comparables, la base de données sur les risques du TBBPA a été jugée adéquate pour évaluer le potentiel toxicologique du TBBPA et de ses dérivés et caractériser les risques associés à ces substances.

Le TBBPA présente une faible toxicité aiguë pour toutes les voies d'exposition. Des études menées sur des animaux ont donné des valeurs de CL50, de DL50 par voie orale et de DL50 par voie cutanée toutes supérieures à 2 000 mg/m3(mg/kg p.c.) [annexe 9]. Dans le cadre d'une étude de toxicité aiguë par inhalation, on a observé une réduction de l'activité motrice, un strabisme, une légère dyspnée et des érythèmes, qui se sont toutefois manifestés à une dose très élevée de 10 920 mg/m3 (Velsicol Chemical Corporation, 1978e). On n'a constaté aucun signe de toxicité dans le cas d'expositions par voie cutanée ou orale chez aucune des espèces étudiées.

Dans une étude de toxicité aiguë sur les effets neurocomportementaux réalisée par Nakajima et al.(2009), des souris mâles ont été exposées une seule fois par gavage à 0, 0,1, 5 et 250 mg/kg p.c. de TBBPA. On a observé des changements comportementaux ainsi que de grandes quantités de TBBPA dans le striatum des sujets des groupes recevant les deux doses les plus faibles. Toutefois, comme aucun effet et aucune accumulation de TBBPA dans le cerveau n'ont été notés dans le groupe recevant la dose la plus élevée, on conclut que les effets observés chez les groupes recevant de faibles doses n'étaient pas liés au traitement.

Le poids de la preuve recueillie dans ces études sur les animaux indique que le TBBPA n'est pas une substance irritante pour les yeux ou pour la peau (annexe 9). Dans une étude de toxicité par inhalation de 14 jours menée sur des rats, une irritation locale a été observée dans les voies respiratoires supérieures (IRDC, 1975). Toutefois, cette irritation a été attribuée aux fortes concentrations administrées dans le cadre de l'étude; les effets étaient sans doute une conséquence d'une irritation mécanique. Le TBBPA n'est donc pas considéré comme une substance irritante pour les voies respiratoires.

L'Union européenne (RER UE, 2006) n'a relevé aucun cas d'irritation de la peau ou des voies respiratoires. Dans un essai à agressions multiples, le TBBPA n'a pas provoqué de sensibilisation de la peau chez les humains (IRDC, 1978). Il a été conclu dans le RER de l'UE (2006) que le TBBPA n'était ni un sensibilisant cutané ni un sensibilisant des voies respiratoires. Aucune autre étude sur des animaux ou des humains n'a été recensée concernant le potentiel d'irritation ou de sensibilisation du TBBPA.

Le RER de l'UE (2006) ne fait état que d'une étude de toxicité par inhalation à doses répétées. Aucun effet systémique important sur le plan toxicologique n'a été noté chez des rats exposés à des doses allant jusqu'à 18 mg/L (18 000 mg/m3) sur une période de 14 jours (IRDC, 1975). Dans le cadre d'une étude de toxicité par voie cutanée d'une durée de 3 semaines, aucun effet nocif n'a été observé chez les lapins exposés au TBBPA à des doses pouvant atteindre 2 500 mg/kg p.c. (IRDC, 1979). D'après le RER de l'UE (2006), plusieurs des études de toxicité à doses répétées administrées par voie orale existantes étaient peu détaillées (IRDC, 1972; Sato et al., 1996; Szymanska, 1995; Frydrych et Szymanska, 2001), limitant donc leur utilité. Dans de la cadre d'une étude par gavage de 28 jours menée sur des rats Wistar, aucun effet lié à la dose n'a été observé sur le foie à des concentrations allant jusqu'à 250 mg/kg p.c. par jour (Szymanska et al., 2000).

Après 2006, deux études à doses répétées par voie orale à court terme ont fait état d'effets sur le foie à des doses élevées. Des souris ICR mâles ont été exposées par gavage à des doses de TBBPA de 0, 350, 700 et 1 400 mg/kg p.c. par jour pendant 14 jours dans une étude de Tada et al. (2007). Une augmentation importante du poids absolu et relatif du foie a été observée à la dose la plus élevée. Aux doses élevées et moyennes, on a noté une légère hypertrophie des hépatocytes, une infiltration cellulaire inflammatoire ainsi qu'une nécrose focale des hépatocytes. Germer et al. (2006) ont exposé des rats Wister à des concentrations alimentaires équivalant à 0, 30, 100 et 300 mg/kg p.c. par jour pendant 28 jours. Aucun effet n'a été noté sur les microsomes ou l'ARNm hépatique. Des travaux récents in vitro ont démontré que le TBBPA est un agoniste du récepteur activé de la prolifération des peroxysomes (PPARγ) et qu'il est capable de produire l'adipogénèse dans les cellules NIH3T3-L1 (Riu et al., 2011). Sinon, lorsqu'on a testé la capacité du TBBPA à activer le récepteur PXR (pregnane-X-receptor) chez l'humain et chez la souris à l'aide d'un essai de transfection, les résultats obtenus ont été négatifs (Sui et al., 2012).

Deux études de toxicité subchronique sur des rats ont été recensées. Aucune lésion macroscopique ou histopathologique n'a été observée chez les rats exposés au TBBPA dans leur alimentation à des doses de 0, 0,3, 3, 30 et 100 mg/kg p.c. par jour pendant 90 jours (The Dow Chemical Company, 1975). Aucun effet n'a été observé dans la batterie d'observations fonctionnelles ni pendant les tests de l'activité motrice réalisés dans le cadre d'une étude de toxicité par gavage de 13 semaines au cours de laquelle des rats ont été exposés au TBBPA à des doses de 0, 100, 300 et 1 000 mg/kg p.c. par jour (MPI Research, 2002a). On n'a constaté aucun changement histopathologique indésirable dans le foie, la thyroïde, la parathyroïde ou l'hypophyse. Aucune modification du taux sérique de triiodothyronine (T3) ou de thyréostimuline (TSH) n'a été notée. Même si on a observé une diminution importante des taux de thyroxine sérique (T4) chez les deux sexes, on n'a observé aucun autre effet lié à la thyroïde, de sorte que cette diminution n'a pas été jugée comme un effet indésirable, car la forme active (T3) n'a pas changé. Le RER de l'UE (2006) a conclu qu'il n'y avait aucun effet toxicologique important à des doses allant jusqu'à 1 000 mg/kg p.c. par jour. Aucune autre étude de toxicité subchronique n'a été recensée.

Le RER de l'UE (2006) a conclu que le TBBPA n'était pas génotoxique dans des systèmes in vitro comme le test d'Ames (Mortelmans et al., 1986; The Dow Chemical Company, 1985; Velsicol Chemical Company, 1977 et 1978a; Israel Institute for Biological Research, 1978; Litton Bionetics Inc., 1976; Ethyl Corporation, 1981) et le test d'aberration chromosomique (ACCBFRIP, 2001d). Aucune donnée in vivo n'a été recensée et il a été noté que, d'après la structure du TBBPA, celui-ci ne serait pas génotoxique. Aucun nouveau renseignement venant contredire ces résultats n'a été publié.

Aucune étude sur des animaux ou des humains n'a été recensée concernant le potentiel cancérogène du TBBPA. Dans les études à doses répétées trouvées, rien n'indiquait que la substance provoquait l'apparition de tumeurs.

Plusieurs études sur le développement et la reproduction ont été répertoriées dans le cadre du RER de l'UE (2006). Aucun effet sur la fécondité ni sur la reproduction n'a été observé dans une étude effectuée selon les principes des BPL et les lignes directrices de l'OCDE portant sur deux générations de rats auxquels on a administré des doses de 0, 10, 100 et 1 000 mg/kg p.c. par jour (MPI Research, 2002b et 2003). On a observé une diminution des taux de T4 chez les mâles et femelles F0 et F1, mais aucun effet sur les taux de TSH ni aucun changement microscopique dans l'hypophyse ou le foie (la thyroïde n'a pas été examinée). Les taux sériques moyens de T3 étaient largement plus faibles chez les mâles F0 exposés à des doses élevées, mais aucun changement n'a été constaté chez les femelles F0 ni chez les rats des deux sexes de la génération F1. Dans une étude pilote de détermination des doses (Velsicol Chemical Corporation, 1978c) et deux essais de développement standard (Noda et al., 1985; MPI Research, 2001), aucun effet sur le développement n'a été observé à des doses allant jusqu'à 10 000 mg/kg p.c. par jour. Dans une étude sur la neurotoxicité pour le développement menée sur des rats, aucun effet indésirable sur le développement neurologique n'a été observé aux doses de 0, 50 et 250 mg/kg p.c. par jour (Hass et al., 2003). Dans une étude à protocole d'exposition unique sur des souris nouveau-nées, on n'a constaté aucun effet sur le comportement, l'apprentissage ou la mémoire à des doses de 0,75 et 11,5 mg/kg (Eriksson et al., 1998 et 2001).

Une étude sur des rats nouveau-nés exposés au TBBPA par gavage à des doses de 0, 40, 200 et 600 mg/kg p.c. par jour à partir du 4e jour après leur naissance jusqu'à leur 21e jour de vie a permis de constater des effets sur les reins (lésions polykystiques associées à la dilatation des tubules) aux deux doses les plus élevées (Fukuda et al., 2004). Dans le cadre de la même étude, des rats de cinq semaines ont été exposés à des doses de 0, 2 000 et 6 000 mg/kg p.c. par jour pendant 18 jours. Aucun effet histopathologique rénal semblable n'a été observé. Les effets observés chez les animaux nouveau-nés ont été attribués au métabolisme ou aux reins immatures des sujets. Dans le RER de l'UE (2006), la dose sans effet nocif observé (DSENO) de 40 mg/kg p.c. par jour a été choisie pour les besoins de la caractérisation du risque (dose minimale avec effet nocif observé = 200 mg/kg p.c. par jour, d'après les effets histopathologiques sur les reins).

Plusieurs nouvelles des études examinant les effets du TBBPA sur le développement et la reproduction ont été relevées. Tada et al. (2006) ont exposé des souris ICR par l'alimentation, de la première journée de gestation jusqu'à la période de sevrage (27e jour après la naissance). Aucun effet sur la reproduction lié à la dose n'a été signalé. Une DMENO entre 140,5 mg/kg p.c. et 379,9 mg/kg p.c. par jour a été établie par Santé Canada, selon l'hypertrophie des hépatocytes et la très légère nécrose focale des hépatocytes observée chez la progéniture femelle.

Saegusa et al. (2009) ont exposé des rates Sprague-Dawley gravides à partir du 10e jour de gestation jusqu'au 20e jour suivant la mise bas (sevrage) à des concentrations alimentaires de 0, 100, 1 000 et 10 000 ppm (0, 9,5 à 22,9, 86,8 à 202,1, ou 818,9 à 2 129,2 mg/kg p.c. par jour). Le TBBPA n'a pas modifié le développement normal du cerveau. L'exposition n'a eu aucun effet sur le poids relatif des organes, à l'exception du poids de l'utérus chez la progéniture femelle à la 11e semaine après la naissance (DMENO = 818,9 mg/kg p.c. à 2 129,2 mg/kg p.c. par jour). On n'a observé aucun effet important lié à la dose sur les taux de T3, de T4 ou de TSH ni au 20e jour après la naissance ni à la 11e semaine après la naissance.

Les résultats d'un essai relatif à l'absorption alimentaire sur une génération de rats Wistar ont été publiés (van der Ven et al., 2008; Lilienthal et al., 2008). Avant cet essai, une étude à doses répétées de 28 jours avait été menée, au cours de laquelle 10 rats des deux sexes avaient été exposés à des concentrations alimentaires équivalant à l'absorption de 0, 30, 100 et 300 mg/kg p.c. par jour. Les données ont été présentées après avoir fait l'objet d'une analyse dose-réponse à l'aide du logiciel PROAST (logiciel offert au public par le Institut national néerlandais de la santé publique et de l'environnement [RIVM]). Les seuls effets observés dans l'étude de 28 jours étaient une diminution des taux de T4 circulant et une augmentation des taux de T3 chez les rats mâles. Dans le cadre de l'étude principale, la durée d'exposition par voie alimentaire était de 70 jours (mâles) et de 14 jours (femelles) avant l'accouplement, de même que pendant les périodes d'accouplement, de gestation et de lactation. Les animaux de la génération F1 ont été exposés au même traitement que ceux de la génération F0 jusqu'à ce qu'ils soient âgés de 14 semaines approximativement. Les absorptions étaient de 0, 3, 10, 30, 100, 300, 1 000 et 3 000 mg/kg p.c. par jour. Aucun effet sur les paramètres de la reproduction n'a été constaté. Les principaux effets nocifs étaient une diminution des taux de T4 circulant chez les deux sexes et une augmentation du poids des testicules et de l'hypophyse chez les mâles. Des effets sur les potentiels évoqués auditifs du tronc cérébral ainsi qu'un retard du développement sexuel chez les femelles ont été observés. Les doses repères minimales ont été établies pour l'augmentation du poids des testicules des rats de la génération F1 (dose avec effet critique, 1,4 mg/kg p.c. par jour; dose repère, 0,5 mg/kg p.c. par jour, seuil critique d'effet [SCE] à 5 %) et l'augmentation du poids de l'hypophyse des rats mâles de la génération F1 (dose avec effet critique, 2,2 mg/kg p.c. par jour; dose repère, 0,6 mg/kg p.c. par jour, SCE à 10 %). Aucun changement histopathologique lié à l'exposition n'a été observé dans les organes des animaux de la génération F1. Aucun effet n'a été noté sur la morphologie des spermatozoïdes et le nombre de spermatozoïdes. On n'a pas constaté d'effets sur la réponse immunitaire contre les hématies du mouton chez les mâles F1 (SEC à 20 %). Un autre « effet majeur » était l'augmentation de la latence auditive à de basses fréquences induite pendant le développement, les doses repères étant de 7,8 mg/kg p.c. et de 8,4 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et les femelles, respectivement (SEC à 5 %). Il convient de noter que des préoccupations ont été publiées concernant la méthodologie (c.-à-d. utilisation du modèle et réalisation) employée dans le cadre de cette étude (Banasik et al., 2009; Strain et al.,  2009; Lilienthal et al., 2009; van der Ven et al., 2009).

Une étude d'exposition pendant la période prépubère menée par Imai et al. (2009) a examiné les effets du TBBPA sur la sensibilité aux tumeurs de la glande thyroïde provoquées par une exposition accrue au DHPN ou au DMBA chez 344 rats Fisher. Bien que les résultats d'un scénario d'exposition complexe ne soient pas pris en compte dans l'évaluation du TBBPA seul, l'administration initiale de TBBPA 1 % (1 249 mg/kg p.c.) à des mères suivant la mise bas jusqu'au sevrage (3 semaines) entraînait une augmentation statistiquement significative du poids de la thyroïde et une diminution du poids relatifs du foie. Ces effets n'ont pas été observés dans aucune autre des études sur le développement recensées.

L'Union européenne (RER UE, 2006) a mené une évaluation reposant sur le poids de la preuve des effets potentiels du TBBPA sur le système endocrinien. Dans l'ensemble, la preuve des essais biologiques préliminaires in vitro indiquait que le TBBPA ne présentait pas de potentiel œstrogénique important. Des essais in vitro et in vivo examinant le potentiel du TBBPA de faire concurrence au T4 aux fins de liaison avec la transthyrétine ont été répertéoriés. Dans un essai in vitro sur la liaison compétitive, le TBBPA présentait une forte capacité de faire concurrence au T4 aux fins de liaison avec la transthyrétine à des concentrations allant jusqu'à 12,5 µM (Hamers et al., 2004 et 2006; RER UE, 2006). Bien que le nombre de liaisons du T4 à la transthyrétine n'ait pas diminué dans le plasma de la mère et du fœtus suivant l'administration de TBBPA par voie orale chez des rates gravides du 10e au 16e jour de la gestation, les limites de cette étude étaient telles qu'aucune conclusion certaine ne peut être tirée en ce qui concerne l'affinité du TBBPA à la transthyrétine in vivo (RER UE, 2006).

D'autres données sur les effets du TBBPA sur le système endocrinien ont été recueillies depuis l'évaluation de l'Union européenne.

Effets œstrogéniques et androgènes

L'effet du TBBPA sur la fixation et/ou l'activité des œstrogènes, des androgènes, et de la progestérone a été examiné par plusieurs chercheurs à l'aide de différentes méthodes in vitro. Alors que certains d'entre eux ont noté que le TBBPA entraînait des effets limités sur le récepteur des œstrogènes in vitro (Kitamura et al., 2005b; Li et al., 2010), d'autres sont arrivés à la conclusion que le TBBPA n'avait aucun effet, même à des concentrations élevées (Dorosh et al., 2011; Lee et al., 2012). La même ambiguïté peut être observée pour les effets sur la fixation et l'activité du récepteur des androgènes et du récepteur de la progestérone (Hamers et al., 2006; Li et al., 2010; Christen et al., 2010). En outre, Cantón et al. (2005) n'ont mesuré aucune inhibition ou induction de l'activité de l'enzyme aromatase (CYP19) [enzyme qui joue le plus grand rôle dans la conversion des androgènes en œstrogènes] par le TBBPA (voir l'annexe 9 pour plus de renseignements).

Dans des études in vivo, Kitamura et al.(2005b) ont exposé des souris B6C3F1 ovariectomisées par injection intrapéritonéale et ont noté une augmentation du rapport entre le poids de l'utérus et le poids corporel dans tous les groupes exposés, ce qui suggère une activité œstrogénique; en revanche, la relation dose-effet était faible. Plus récemment, Ohta et al. (2012) ont mené un essai utérotrophe au cours duquel du TBBPA a été administré quotidiennement par gavage oral et injection sous-cutanée à des souris femelles C57BL/6J adultes ovariectomisées pendant 7 jours. Cette étude a donné des résultats négatifs pour le TBBPA concernant les réponses œstrogéniques agonistes et antagonistes par les deux voies d'exposition en utilisant des concentrations pouvant atteindre 1 000 mg/kg p.c. par jour (Ohta et al., 2012).

En général, les études in vitro examinant les potentiels effets œstrogéniques du TBBPA n'ont pas montré d'activité œstrogénique, ni d'effets agonistes/antagonistes associés; des preuves limitées ont été présentées suggérant un faible potentiel œstrogénique. Les études in vivocorroborent les preuves rassemblées in vitro, car le TBBPA n'a pas présenté d'effets œstrogéniques in vivolorsqu'il a été testé dans le cadre de l'essai utérotrophe sur la souris. Il manque encore des études supplémentaires évaluant le potentiel androgénique et progestagénique du TBBPA.

Effets sur la thyroïde

De nombreux essais in vitro ont eu lieu récemment afin d'examiner les effets du TBBPA sur le système hormonal thyroïdien en se penchant sur les modes d'action possibles par l'intermédiaire desquels le TBBPA pourrait affecter la fonction thyroïdienne (fixation aux récepteurs thyroïdiens, perturbation du signal thyroïdien, inhibition de l'activité déiodinase). Des réactions différentes en matière de sécrétion de l'hormone de croissance dans les expériences in vitro en utilisant la lignée cellulaire GH3 ont été signalées par Kitamura et al. (2005b) et Freitas et al. (2010). Alors que Kitamura a suggéré une faible activité agoniste pour le TBBPA, Freitas a remarqué une activité antagoniste à des concentrations micromolaires.

De même, des résultats incohérents sont apparus pour la fixation du récepteur thyroïdien dans les études de lignée cellulaire. Butt et al. (2011) ont remarqué des réduction de l'activité de déiodinase dans les microsomes hépatiques à des concentrations micromolaires de TBBPA. Oka et al. (2012) ont remarqué des effets chez le poisson medaka, mais pas dans les lignées cellulaires humaines. À l'inverse, Fini et al. (2012) ont détecté une fixation du TBBPA, mais d'aucun de ses sulfates conjugués, aux récepteurs humains de la thyroïde exprimés sur des têtards de X. laevis. Les études d'expression des gènes ont également démontré une activité agoniste ou antagoniste à l'échelle micromolaire, en fonction du système de production de rapports utilisé (Sun et al., 2009; Hofmann et al., 2009; Lévy-Bimbot et al., 2012).

Dans une étude in vivo à court terme, Decherf et al. (2010) ont démontré qu'une exposition de souris gravides au TBBPA pendant sept jours (150 mg/kg p.c.) entraînait une diminution de l'activation transcriptionnelle indépendante du T3 du gène de la thyrolibérine (Trh) et celui du récepteur de la mélanocortine-4 (Mc4r), qui assurent la promotion de la descendance dans l'hypothalamus. Les conséquences de ces conclusions sur l'homéostasie de la thyroïde et le métabolisme doivent faire l'objet de recherches plus approfondies.

Chez les humains, une étude transversale récente a été menée en Belgique sur la fonction neurocomportementale, les concentrations d'hormones thyroïdiennes et l'exposition à faible dose aux produits ignifuges chez les adolescents. Aucun lien significatif n'a été fait entre les concentrations de TBBPA et les concentrations sériques des hormones FT3, T4 ou TSH, après correction des éventuels facteurs de confusion (Kicinski et al., 2012). Il convient de noter que les concentrations de TBBPA étaient souvent situées en dessous de la limite de dosage (soit 0,015 ng/mL) et que la concentration moyenne n'a pas été calculée (voir l'annexe 8).

Dans l'ensemble, la plupart des études in vitro se penchant sur les effets de la TBBPA sur les récepteurs des hormones thyroïdiennes et la signalisation hormonale ont une portée très limitée (détermination du mode d'action) et les implications de ces résultats restent peu claires. La TBBPA n'a pas modifié le développement normal du cerveau et n'a pas eu non plus d'effets sur les concentrations de T3, de T4 ou de TSH chez la progéniture des rats (Saegusa et al., 2009). En outre, malgré ses limites, l'étude épidémiologique de Kicinski et al. (2012) n'a pas pu relier la présence de TBBPA dans le sérum avec les effets sur les concentrations d'hormones thyroïdiennes chez 515 adolescents. Pourtant, les données de biosurveillance semblent indiquer que l'ordre d'importance des concentrations actuelles n'atteint pas un niveau permettant d'altérer les mesures de la thyroïde dans les expériences in vitro.

Neurotoxicité

Plusieurs études de neurotoxicité in vitro ont examiné les conséquences potentielles des produits ignifuges sur la fonction cellulaire. Certaines études ont observé que le TBBPA et/ou son dérivé, le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, était source de cytotoxicité dans plusieurs types de cellules neuronales à des doses allant de 15 à 25 µM (Qu et al., 2011; Zieminska et al., 2012; Al-Mousa et Michelangeli, 2012), mais on ne peut pas en conclure que le TBBPA est neurotoxique.

L'effet du TBBPA sur le neurodéveloppement par rapport à l'homéostase de la thyroïde est une préoccupation de premier plan. À cette fin, les répercussions du TBBPA sur le développement neuronal des rats nouveau-nés et leur réversibilité ont récemment été examinées par Saegusa et al. (2012) à des doses pouvant atteindre 10 000 ppm (de 818,9 à 2 129,2 mg/kg p.c. par jour) dans le régime alimentaire des mères. Ils ont noté une augmentation des interneurones d'expression de la reelin dans le hilus dentelé et une légère augmentation des corps apoptotiques dans les descendants des rats gravides, mais ces effets pouvaient être inversés grâce au PND 77. En outre, le TBBPA n'entraînait pas d'hypothyroïdie liée au développement de ces animaux (c.-à-d., aucun changement lié à la dose dans les taux sériques thyroïdiens; Saegusa et al., 2009). Les neurones matures étaient en quantité excessive dans le hilus à des étapes ultérieures, mais ces effets étaient également réversibles et n'avaient aucune répercussion sur l'évolution du rapport entre le poids de l'organe et le poids corporel dans le cerveau ou la thyroïde. Dans l'ensemble, ces études sont arrivées à la conclusion qu'il n'existait pas d'hypothyroïdie évidente liée au développement causée par le TBBPA (Saegusa et al., 2009, 2012).

Le TBBPA n'a pas eu l'air d'avoir des conséquences sur les niveaux de protéines impliqués dans la maturation du cerveau, dans la croissance des neurones ou dans la synaptogénèse des souris néonates après l'administration orale d'une seule dose faible (11,5 mg/kg p.c.) de TBBPA (Viberg et Eriksson 2011). En revanche, on a constaté une baisse des sites de fixation de la cytisine du ligand nicotinique dans le cortex frontal, mais pas dans le cortex pariétal ni dans l'hippocampe des souris âgées de 17 jours. Les études antérieures de neurotoxicité pour le développement n'ont pas observé non plus d'effets nocifs sur le neurodéveloppement, ni d'effets sur le comportement, sur l'habituation au réflexe de sursaut auditif, sur l'apprentissage ou sur la mémoire sur les rats à la naissance ou à l'âge adulte (Eriksson et al., 1998, 2001; Schroeder, 2002; Hass et al., 2003). Comme cela a été mentionné précédemment, une étude neurocomportementale aiguë de Nakajima et al.(2009) a observé des changements de comportement, mais ces effets n'étaient pas considérés comme étant liés au traitement.

L'étude transversale belge mentionnée ci-dessus se penchant sur la fonction neurocomportementale chez les adolescents et sur l'exposition à de faibles doses de TBBPA n'a pas détecté d'associations cohérentes entre le rendement dans les essais comportementaux et les niveaux de TBBPA mesurés dans le sang (Kicinski et al., 2012). Encore une fois, cette étude est limitée, car le nombre d'échantillons présentant des niveaux de TBBPA supérieurs à la limite de dosage n'est pas significatif (voir l'annexe 8).

Dans l'ensemble, même si on a découvert que le TBBPA et son dérivé, le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, sont cytotoxiques pour les cellules neuronales in vitro, les études in vivo sur les rongeurs ont donné des résultats négatifs et n'ont présenté aucun effet nocif permanent sur le développement du cerveau.

Immunotoxicité

On disposait de peu de données pour évaluer l'immunotoxicité du TBBPA. Kibakaya et al. (2009) ont montré que l'exposition in vitro au TBBPA de cellules tueuses (NK) naturelles humaines diminuait la fonction lytique de façon persistante même après le retrait de la substance. Il convient de noter que les concentrations auxquelles la fonction était perturbée étaient élevées comparativement à celles mesurées dans le sérum humain. De même, des augmentations de l'expression protéique et de l'ARNm ont été détectées à 1 µM (Han et al., 2009), alors que la production d'espèces réactives de l'oxygène augmentait à partir de 2 µM (Reistad et al., 2005), et que les protéines de la surface des cellules diminuaient dans les cellules NK à des concentrations de 5 µM (Hurd et Whalen, 2011) dans les études in vitro.

La capacité du TBBPA à stimuler les cellules immunitaires des souris a été examinée in vitro à l'aide de splénocytes et de cellules dendritiques dérivées de la moelle osseuse (BMDC) issues de souris Nc/Nga à tendance atopique (Koike et al., 2012). Dans cette étude, le TBBPA n'a montré aucun effet cytotoxique sur les splénocytes ou sur les BMDC et aucun effet d'aucune sorte sur les BMDC, mais il a été en mesure de stimuler l'expression des marqueurs d'activation et la production d'IL-4 dans les splénocytes.

Dans des études in vivo, Watanabe et al.(2010) ont exposé des souris BALB/c à du TBBPA 1 % dans leur alimentation pendant 28 jours (1 887 mg/kg p.c. par jour). L'immunité de l'hôte contre le virus respiratoire syncytial a diminué de façon modérée dans les poumons et le liquide de lavage bronchoalvéolaire (LBA) évalué in vitro, alors que l'immunité systémique n'a pas été touchée. Les auteurs ont proposé que les changements dans la production des cytokines et les populations de cellules immunitaires (LBA) avaient un effet sur l'immunité de la souris. Les paramètres de l'immunité ont également été étudiés dans un essai de reproductivité chez les rats (van der Ven et al., 2008). On n'a constaté aucun effet sur la réponse immunitaire contre les hématies du mouton chez les mâles F1. De même, l'activité des cellules tueuses naturelles a été mesurée dans les cellules de la rate, et aucun effet n'a été constaté chez ces animaux.

Dans l'ensemble, même s'il existait des signes de perturbation de la fonction immunitaire dans les études in vitro, on n'a détecté aucune preuve d'effets particuliers sur la réaction immunitaire et l'immunité systémique générale n'a pas été touchée chez les animaux entiers.

Toxicocinétique

Il n'existe aucune donnée sur la toxicocinétique du TBBPA pour la voie d'exposition par inhalation. Toutefois, d'après les données sur les voies respiratoires, le RER de l'UE (2006) prévoit qu'environ 70 % des particules pourraient être absorbées par le tractus gastro-intestinal et que moins de 4 % pourraient être absorbées par les poumons. Aucune donnée n'était disponible sur l'exposition par voie cutanée.

La toxicocinétique du TBBPA pour l'exposition par voie orale a été examinée chez les rats mâles Sprague Dawley après l'administration d'une dose unique de 2,0 mg/kg p.c. de TBBPA (marqueur cyclique carbone 14) [Hakk et al., 2000]. La même dose a été administrée à huit rats dont le canal cholédoque avait été canulé. L'urine, les matières fécales et la bile ont été recueillies entre 0 et 72 heures, et les tissus ont été examinés après 72 heures. D'après le RER de l'UE (2006), environ 71 % de la dose administrée est absorbée dans le tractus gastro-intestinal et excrétée par la bile et les matières fécales, 26 % de la dose n'est pas excrétée par la bile, mais est présente dans les matières fécales dans les 72 heures suivant l'administration de la dose. On suppose donc que 100 % de la dose de TBBPA administrée par voie orale est absorbée dans le tractus gastro-intestinal, et qu'environ 50 % de la dose est excrétée dans la bile après 24 heures. L'examen de la bile a permis de déceler trois métabolites du TBBPA : un conjugué d’oxyde (ou d’éther) diglucuronidique (24 %), un acide glucuronique/diconjugué d’ester-sulfate (14 %) et un acide monoglucuronide conjugué (24 %), ce qui représente environ 31 % de la dose totale administrée. Après examen des tissus, seulement 2 % et 1 % de la dose administrée était toujours présente dans les tissus des rats non canulés et canulés, respectivement. Chez les deux groupes, les concentrations les plus élevées ont été mesurées dans l'intestin grêle et le gros intestin (contenu non retiré avant la mesure). Les concentrations mesurées dans les autres tissus étaient inférieures à la limite de détection établie dans cette étude (Hakk et al., 2000).

Dans le cadre d'études antérieures menées sur des rats, la majeure partie du TBBPA administré ou de ses métabolites était présente dans les matières fécales, et la distribution tissulaire ainsi que la distribution systémique par le sang étaient limitées, ce qui laisse supposer que le TBBPA n'est pas bioaccumulable (RER UE, 2006). Selon une étude menée sur des rates Wistar gravides, il n'y aurait aucun transfert important de TBBPA ni de ses métabolites de la circulation maternelle vers la circulation fœtale à faible dose (5 mg/kg p.c.), même si une très petite partie de la dose administrée a été détectée dans le fœtus (0,34 %) [Meerts et al., 1999].

D'autres données ont été trouvées depuis l'évaluation de l'Union européenne. Schauer et al. (2006) ont effectué une étude parallèle chez des rats et des humains. On a administré une dose de 0,1 mg/kg de TBBPA par voie orale à cinq sujets humains et une dose de 300 mg/kg p.c. de TBBPA à des rats. Des échantillons de sang et d'urine des deux espèces ont été analysés aux fins de détection du TBBPA et de ses métabolites. Deux des principaux métabolites du TBBPA, soit le glucuronide et le sulfate du TBBPA, ont été détectés dans les échantillons d'urine et de sang, alors que le TBBPA d'origine ne se trouvait dans aucun des échantillons de plasma humain à des concentrations détectables. Les pics de concentrations de glucuronide du TBBPA dans le plasma ont été atteints entre deux et six heures après l'administration de la substance, puis les métabolites ont été éliminés lentement dans l'urine, et la LD a été atteinte 124 heures après l'administration. Le sulfate du TBBPA (décelé chez 2 des 5 sujets humains) a été décelé entre quatre et six heures après l'administration dans le plasma et sa concentration était inférieure à la LD dans l'urine. D'après les auteurs, le TBBPA présenterait une faible biodisponibilité systémique chez les humains en raison du métabolisme hépatique efficace ainsi que du rôle important de la circulation entérohépatique montré par l'élimination lente du glucorinide du TBBPA dans l'urine des humains et des rats (Schauer et al., 2006).

Kuester et al. (2007) ont mené une étude sur 344 rats Fischer pour examiner les effets de l'administration de doses répétées et des différentes voies d'administration sur la cinétique du 14C-TBBPA. Presque toutes (au moins 90 %) les doses uniques de 0, 20 et 200 mg/kg p.c. de 14C-TBBPA administrées par voie orale ont été éliminées après 72 heures. L'accumulation dans les tissus était limitée (0,2 à 0,9 %), même aux doses les plus élevées (aucun essai de distribution tissulaire n'a été réalisé chez les animaux auxquels des doses intraveineuses avaient été administrées). Aucun effet n'a été observé sur les taux d'élimination et la rétention dans les tissus après l'administration par voie orale de doses répétées de 20 mg/kg p.c. sur une période de cinq ou dix jours consécutifs. Les concentrations de TBBPA radiomarqué ont diminué rapidement après l'administration d'une dose unique de 20 mg/kg par voie intraveineuse. En outre, l'excrétion dans les matières fécales était la principale voie d'élimination du TBBPA sans égard à la dose ou à la voie d'administration (orale et intraveineuse), bien que l'élimination était légèrement plus lente lorsque le TBBPA était administré par voie intraveineuse (Kuester et al., 2007).

Dans une étude menée par Kang et al. (2009) sur des rats pour examiner le potentiel néphrotoxique du TBBPA, le TBBPA produisait un stress oxydatif transitoire seulement sur le rein adulte, mais, comme il n'était pas présent dans le tissu des reins après l'administration par voie orale de doses répétées allant jusqu'à 1 000 mg/kg p.c., ces effets ne semblaient pas toxiques.

Une étude de toxicité portant sur le développement neurologique mesurant les niveaux de 14C-TBBPA dans le cerveau des jeunes souris 3 h, 24 h et 7 jours après l'administration a observé que les concentrations de TBBPA étaient faibles et se dispersaient rapidement (3,7 %, 0,9 % et 0,3 % respectivement) [Viberg et Eriksson, 2011].

Caractérisation des risques pour la santé

Le TBBPA présente une faible toxicité aiguë pour toutes les voies d'exposition. Les données probantes tirées d'études sur les animaux indiquent que le TBBPA n'est pas une substance irritante pour les yeux, la peau ou les voies respiratoires. De même, il n'est ni un sensibilisant cutané ni un sensibilisant des voies respiratoires.

Dans un nombre limité d'études de toxicité à doses répétées généralement peu détaillées, aucun effet nocif n'a été observé chez les rats et les lapins après une exposition par voie orale ou par inhalation. Dans le cadre d'une étude par gavage de 14 jours, aucun effet n'a été observé chez les souris auxquelles on a administré des doses allant jusqu'à 700 mg/kg p.c. par jour. Dans deux études de toxicité subchronique (alimentation, gavage), aucun effet nocif n'a été observé après une exposition à la substance à des doses atteignant 1 000 mg/kg p.c. par jour.

Le RER de l'UE (2006) a conclu que le TBBPA n'était pas génotoxique dans des systèmes in vitro. Aucune donnée in vivo n'a été relevée. Il est noté dans ce rapport que rien n'indique que le TBBPA pourrait être génotoxique d'après sa structure (aucune modélisation RQSA n'a été trouvée). De plus, le TBBPA ne semble pas être cancérogène.

Plusieurs études sur le développement et la reproduction ont été répertoriées dans le cadre du RER de l'UE (2006). Aucun effet sur la fécondité ni sur la reproduction n'a été observé dans une étude portant sur deux générations de rats auxquels on a administré des doses allant jusqu'à 1 000 mg/kg p.c. par jour. Dans une étude pilote de détermination des doses et deux essais de développement standard, aucun effet sur le développement n'a été observé à des doses allant jusqu'à 10 000 mg/kg p.c. par jour. Dans des études sur la neurotoxicité pour le développement, aucun effet nocif sur le développement neurologique n'a été observé à des doses atteignant 1 000 mg/kg p.c. par jour. Dans une étude à protocole d'exposition unique sur des souris nouveau-nées, on n'a constaté aucun effet sur le comportement, l'apprentissage ou la mémoire.

La dose avec effet critique sélectionnée dans le RER de l'UE (2006) (DSENO de 40 mg/kg p.c. par jour) a été tirée d'une étude de toxicité sur le développement (Fukuda et al., 2004), dans laquelle des lésions polykystiques associées à la dilatation des tubules ont été constatées à des doses de 200 mg/kg p.c. ou 600 mg/kg p.c. par jour.

La plus faible dose avec effet critique figurant dans la base de données établie depuis la publication de l'évaluation de l'UE (2006) est une DMENO de 1,4 mg/kg p.c. par jour pour l'augmentation calculée du poids absolu des testicules chez les sujets F1 dans le cadre d'une étude de toxicité sur la reproduction, alors qu'une augmentation du poids absolu de l'hypophyse chez les sujets mâles F1 a été obtenue à une dose légèrement plus élevée (2,2 mg/kg p.c. par jour) [Van der Ven et al., 2008; Lilienthal et al., 2008]. Une comparaison du poids relatif de ces organes (annexe 10) n'indique aucune relation dose-réponse claire. Ces effets n'ont pas été utilisés comme paramètres critiques aux fins de la présente évaluation des risques. Les annexes 9 et 10 présentent de plus amples renseignements sur ces études.

La caractérisation du risque associé au TBBPA et à ses dérivés est donc fondée sur la DMENO la plus faible (140,5 mg/kg p.c. par jour), d'après la toxicité hépatique chez la progéniture femelle observée dans le cadre d'un essai sur la reproduction mené sur la souris par Tada et al.(2006). Il a été établi que cette étude était d'une durée suffisante et qu'elle présentait une dose avec effet très prudente pour effectuer la caractérisation du risque associée à une exposition à long terme au TBBPA et à ses dérivés.Il s'agit d'une méthode prudente, fondée sur un essai rigoureux portant sur deux générations de rats, dans le cadre duquel aucun effet nocif n'a été observé à des doses de 1 000 mg/kg p.c. par jour. L'absorption de la substance chez les rats au cours de cette étude portant sur deux générations comportait une exposition in utero, ainsi qu'une exposition pendant la lactation et le développement jusqu'à l'âge adulte (MPI Research, 2002b et 2003). De même, on n'a observé aucun effet nocif dans le cadre d'une étude de toxicité subchronique au cours de laquelle des rats ont été exposés à des doses allant jusqu'à 1 000 mg/kg p.c. par jour (MPI Research, 2002a). Les doses avec effet critique sur le foie chez les souris établies dans un essai sur la reproduction réalisé par Tada et al. (2006) coïncident avec les doses correspondantes pour les effets nocifs sur les reins des rats nouveau-nés (Fukuda et al., 2004). Les effets observés dans le cadre de cette dernière étude ont été attribués aux effets du TBBPA sur les animaux ayant un métabolisme ou des reins immatures. À titre de comparaison, le risque a également été caractérisé à l'aide d'une DSENO de 40 mg/kg p.c. par jour tirée d'une étude de toxicité sur le développement chez des rats nouveau-nés (Fukuda et al., 2004), semblable à l'évaluation décrite de façon détaillée dans le RER de l'UE (2006). On considère que ce point de départ protège des éventuels effets temporaires sur la neurogenèse (augmentation des interneurones d'expression de la reelin dans le hilus dentelé chez les rats nouveau-nés).

L'estimation de la limite supérieure d'exposition au TBBPA, au O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et au O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA de la population générale du Canada a été établie à 1,95 x 10-4 mg/kg p.c. par jour pour les nourrissons allaités. Cette estimation de l'absorption chez les nourrissons allaités a été calculée à l'aide d'un algorithme d'exposition connu (Santé Canada, 2008).

Une comparaison entre la dose avec effet critique recensée (140 mg/kg p.c. par jour chez le jeune en développement et la population générale) et l'absorption de 1,95 x 10-4mg/kg p.c. par jour chez les nourrissons allaités permet d'obtenir une marge d'exposition (ME) de 717 950. À partir d'une DSENO de 40 mg/kg p.c. par jour tirée d'une étude de toxicité sur le développement (Fukuda et al., 2004), semblable à celle décrite en détail dans le RER de l'UE (2006), on obtient une ME de 205 000. En tenant compte du fait que les estimations d'exposition étaient fondées sur des hypothèses prudentes (c.-à-d., des valeurs estimatives de la limite supérieure pour les nourrissons allaités lorsque les mesures réelles du TBBPA dans le lait maternel humain et les concentrations de TBBPA dans le sérum sanguin maternel n'étaient virtuellement pas détectées dans les dernières études en Amérique du Nord), et étant donné que ces marges sont fondées sur des DSENO et des DMENO, ces marges d'exposition sont considérées comme adéquates pour aborder les incertitudes concernant les effets sur la santé et la base de données sur l'exposition.

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

Le degré de confiance associé à la limite supérieure estimative de l'absorption quotidienne est jugé de faible à modéré.

Aucune donnée de surveillance canadienne concernant les milieux naturels concernés (air, eau, sol, poussière) ou l'alimentation n'a été repérée concernant le TBBPA ou les deux substances dérivées.

La mesure du TBBPA dans l'air ambiant provient de l'Arctique.

Les concentrations dans l'air intérieur sont issues de deux sources : les concentrations mesurées dans la vapeur et dans la matière particulaire, comme le signale une étude du Michigan (États-Unis).

Les estimations concernant l'exposition alimentaire sont également fondées sur les concentrations détectées dans les aliments dans d'autres pays. Les régimes alimentaires au Canada peuvent être différents de ceux du pays qui fournit les données utilisées dans l'évaluation de l'exposition.

La concentration maximale de TBBPA mesurée dans l'eau de surface en Allemagne dans une zone industrielle a été utilisée comme estimation des niveaux dans l'eau potable.

La concentration maximale de TBBPA mesurée dans la poussière recueillie dans les garderies et dans les écoles au Royaume-Uni a été utilisée. Toutefois, des concentrations beaucoup plus élevées (plusieurs ordres de grandeur) ont été signalées au Japon dans la poussière recueillie derrière des meubles-télévision et des ordinateurs, mais elles n'ont pas été utilisées dans la présente évaluation. Les valeurs du Royaume-Uni ont été utilisées, car elles coïncident avec les concentrations mesurées dans immeubles de bureaux et elles devraient être semblables à celles que l'on trouve dans les maisons et les voitures.

Bien que l'on considère que la base de données soit adéquate pour calculer une estimation de la limite supérieure jugée pertinente pour le profil d'utilisation canadien actuel, il convient de noter que l'exposition au TBBPA et aux deux substances dérivées aurait augmenté dans plusieurs pays. L'exposition à la substance varie grandement à l'échelle mondiale, selon l'utilisation des produits qui contiennent du TBBPA et les deux substances dérivées. Comme le Canada est un pays voisin des États-Unis, qui est un producteur et un consommateur important de TBBPA et des deux substances dérivées, les expositions signalées pour les États-Unis sont jugées les plus pertinentes. Dans la mesure du possible, les données des États-Unis ont été utilisées pour calculer les estimations de la limite supérieure, mais, dans le cas de certains paramètres, les données du Royaume-Uni, de la Belgique, de la Chine ou du Japon ont été utilisées.

L'estimation de la limite supérieure d'exposition au TBBPA, au O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et au O,O-bis(prop-2-èn-1-yl) TBBPA de la population générale du Canada a été établie à 1,95 x 10-4 mg/kg p.c. par jour (0,195 μg/kg p.c. par jour) pour les nourrissons allaités. Dans le rapport d'évaluation des risques de l'Union européenne, l'estimation de l'exposition chez les nourrissons âgés de 0 à 3 mois était de 0,05 µg/kg p.c. par jour lorsque la concentration de la substance dans le lait maternel était d'un tiers inférieure à la valeur la plus élevée indiquée par Cariou et al. (2008). Si on remplace la concentration dans le lait maternel utilisée dans cette évaluation (37,3 ng/g de lipides), on obtient une exposition de 0,15 μg/kg p.c. par jour pour les nourrissons allaités, ce qui serait plus proche de la valeur estimée utilisée dans la présente évaluation.

De plus, l'absence de méthodologies d'exposition permettant d'évaluer la contribution de l'exposition à la substance présente dans des particules de poussière et des matières particulaires dans l'air intérieur, à l'exception de l'exposition par ingestion, constitue une incertitude.

Il existe des incertitudes liées aux contributions réelles des dérivés. Un rapport indique que la présence des deux dérivés dans un polymère ne devrait pas excéder de 10 % à 25 % la quantité de TBBPA présente dans la formulation. Par conséquent, dans la présente évaluation, une approche prudente fondée sur l'utilisation d'une valeur d'exposition au TBBPA de la limite supérieure devrait tenir compte de l'exposition supplémentaire découlant des deux dérivés.

Le niveau de confiance à l'égard de la base de données relative aux effets sur la santé est jugé modéré.  Bien qu'aucun essai portant sur la durée de vie n'ait été recensé, rien n'indiquait que la substance provoquait l'apparition de tumeurs dans les études à doses répétées. Les résultats des études de génotoxicité in vitro étaient négatifs pour le TBBPA (mais aucune étude in vivo n'a été trouvée). Il existe des incertitudes concernant la possibilité que le TBBPA ait des conséquences sur le système endocrinien, y compris sur la thyroïde, ainsi que sur le système immunitaire.

La base de données sur les effets sur la santé a été utilisée pour caractériser les effets potentiels sur la santé du TBBPA et du O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA, en partant du principe que les deux dérivés ont une structure similaire à celle du TBBPA.

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Conclusion

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, le risque associé au TBBPA, au O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et au O,O-bis(2-hydroxyéthyl)TBBPA est faible pour les organismes et l’intégrité globale de l’environnement.On conclut que le TBBPA et ses deux substances dérivées, le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA, ne satisfont pas aux critères des alinéas 64a) ou b) de la LCPE (1999), car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantitéou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou la diversité biologique, ou à mettre en danger pour l'environnement essentiel pour la vie.

En se fondant sur les adéquations des marges entre les valeurs estimatives de la limite supérieure de l'exposition au TBBPA et les niveaux critiques d'effet, on conclut que le TBBPA ne satisfait pas aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE (1999) car il ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Compte tenu des informations présentes dans cette évaluation préalable, on conclut que le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA et le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA ne satisfont pas aux critères de l’alinéa 64c) car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, on conclut que le TBBPA et ses dérivés, le O,O-bis(prop-2-èn-1-yl)TBBPA et le O,O bis(2 hydroxyéthyl)TBBPA, ne satisfont à aucun des critères de l'article 64 de la LCPE (1999).  

Considérations dans le cadre d'un suivi

Bien que l’exposition au TBBPA soit actuellement limitée au Canada et que ses concentrations dans l’environnement ne montrent pas d’effets nocifs sur les organismes, on craint que de nouvelles activités, incluant l’augmentation des volumes de fabrication, d’importation ou d’utilisation, puissent entraîner une augmentation de l’exposition des organismes à cette substance au Canada. Par conséquent, différentes options de suivi des changements dans l’utilisation de cette substance sont envisagées, telles que son ajout à l’Inventaire national des rejets de polluants et/ou la modification de la LIS afin d’indiquer que cette substance est assujettie aux dispositions relatives à une nouvelle activité. Ainsi toute nouvelle activité relative à l’utilisation, la fabrication ou l’importation est déclarée et est soumise à une évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement.

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Tableaux

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Annexes

Notes de bas de page

Note de bas de page 1

Le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (n° CAS) est la propriété de l’American Chemical Society. Toute utilisation ou redistribution, sauf si elle sert à répondre aux besoins législatifs ou si elle est nécessaire pour les rapports destinés au gouvernement lorsque des renseignements et des rapports sont exigés par la loi ou une politique administrative, est interdite sans l’autorisation écrite préalable de l’American Chemical Society.

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Note de bas de page 2

La détermination de la conformité à l'un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 est basée sur une évaluation des risques potentiels pour l'environnement ou la santé humaine associés aux expositions dans l'environnement en général. Pour les humains, cela inclut, sans toutefois s'y limiter, les expositions par l'air ambiant et intérieur, l'eau potable, les produits alimentaires et l'utilisation de produits de consommation. Une conclusion établie en vertu de la LCPE (1999) portant sur les substances pétrolières énumérées dans le Plan de gestion des produits chimiques n'est pas pertinente à une évaluation, qu'elle n'empêche pas non plus, par rapport aux critères de risque définis dans le Règlement sur les produits contrôlés, qui fait partie du cadre réglementaire pour le Système d'information sur les matières dangereuses au travail (SIMDUT) pour les produits destinés à être utilisés au travail. De la même manière, la conclusion qui s'inspire des critères contenus dans l'article 64 de la LCPE (1999) n'empêche pas les mesures prises en vertu d'autres articles de la LCPE ou d'autres lois.

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