Paraffines chlorées : chapitre 4

4. Évaluation du risque d'incidences écologiques

4.1 Devenir dans l'environnement

4.1.1 Paraffines chlorées à chaîne courte (PCCC)

Une modélisation de niveau III de la fugacité des PCCC a montré qu'elles atteindraient leurs concentrations les plus élevées dans les sédiments et le sol (Muir et al., 2001).

4.1.2 Paraffines chlorées à chaîne moyenne (PCCM) et paraffines chlorées à chaîne longu (PCCL)

La répartition dans l'environnement de trois PCCM (PC C14-17) et d'une PCCL (C18) liquide a été estimée à l'aide du modèle de fugacité de niveau III à critère d'équilibre (CEQ) du Centre canadien de modélisation environnementale de l'Université Trent (Mackay et al., 1996). Le niveau III correspond à un système stable, mais non en équilibre, dans les milieux du sol, des sédiments, de l'air et de l'eau où les substances chimiques font l'objet de réactions ou de processus d'ajout et d'élimination (advection, volatilisation, dépôt, photolyse, hydrolyse et biodégradation). Des rejets de 100 kg/heure dans le sol, de 1,6 à 6,4 kg/heure dans l'atmosphère et de 2,2 à 8,8 kg/heure dans les eaux de surface ont été choisis pour représenter les rejets possibles de paraffines chlorées (PC) ayant pour origine l'enfouissement des déchets, l'épandage de boues résiduaires sur les terres et l'utilisation de produits de consommation. Le modèle indiquait que les concentrations les plus élevées seraient atteintes dans les sédiments et le sol. Les concentrations dans l'eau et l'air étaient extrêmement faibles pour tous les composés. Le temps de séjour estimé dans l'environnement des trois PC C16-18 était supérieur à 500 jours comparativement à 250 jours pour la PC C14. Ces résultats doivent être considérés avec prudence, car les taux de dégradation utilisés comme paramètres d'entrée pour les PC sont très incertains. Des résultats semblables ont été obtenus en appliquant un calcul de la fugacité de niveau III à des PCCM C14-17(U.K. Environment Agency, 2003).

4.2 Persistance et potentiel de bioaccumulation

L'évaluation de la persistance faite dans la présente section met l'accent sur les sédiments, car la modélisation de la fugacité a montré qu'ils constituaient un important milieu pour toutes les PC. La persistance dans l'air est aussi évaluée étant donné la possibilité de transport atmosphérique à grande distance de ces composés. Le sol pourrait être un milieu important pour les PC, mais l'insuffisance des données ne permet pas d'effectuer une évaluation utile de leur persistance dans ce milieu.

4.2.1 PCCC

Les renseignements sur la persistance et la bioaccumulation des PCCC sont présentés dans le tableau 2 en regard des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] [Gouvernement du Canada, 2000].

Tableau 2 : Résumé des renseignements sur la persistance et la bioaccumulation des PCCC
Milieu ou paramètre Critères de la LCPE
(Gouvernement du Canada, 2000)
Renseignements sur les PCCC
Air t1/2  ≥ 2 jours
ou
fait l'objet d'un transport atmosphérique de sa source vers une région éloignée
Le t1/2 estimé de nombreuses PCCC est ≥ 2 jours.

Des PCCC ont été décelées dans l'air, les sédiments et le biote de l'Arctique en l'absence de sources appréciables, ce qui indique un transport à grande distance.
Sédiments t1/2 ≥ 1 an Le calcul à rebours des concentrations dans des carottes de sédiments indique une demi-vie > 1 an. Un essai de biodégradation effectué selon les méthodes standards de l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) indique une demi-vie > 1 an dans les sédiments dulcicoles et marins (conditions aérobies et anaérobies).
Sol t1/2 ≥ 6 mois Peu de faits indiquent une biodégradation rapide ou un retrait après l'épandage de boues.
Facteur de bioaccumulation (FBA) ≥ 5 000 FBA > 5 000 déterminés sur le terrain pour le chabot, l'éperlan et la truite; facteur de bioamplification (FBAm) approchant ou supérieurs à 1; FBA > 5 000 prévus par le modèle modifié de Gobas pour certaines PCCC.
Facteur de bioconcentration (FBC) ≥ 5 000 FBC > 5 000 pour des truites et des moules
Log KOE ≥ 5 4,39 - 8,69 (mesuré et modélisé)
A - Persistance
Air et transport à grande distance

La demi-vie estimée dans l'atmosphère des PCCC se situe entre 0,81 et 10,5 jours. Ces valeurs sont fondées sur des réactions avec les radicaux hydroxyles dont la concentration par défaut dans l'air établie par le programme informatique AOPWIN (v. 1.86) est de 1,5 × 106 molécules/cm³ pendant les heures d'éclairement (Meylan et Howard, 1993; Atkinson, 1986, 1987). Une concentration en radicaux hydroxyles de 5 × 105 molécules/cm³, généralement utilisée comme moyenne quotidienne (24 heures) pour l'air relativement non pollué en UE, donne une demi-vie atmosphérique se situant entre 1,2 et 15,7 jours. Tomy (1997) a estimé une demi-vie supérieure à deux jours pour les principales PCCC décelées dans l'air et le biote des Grands Lacs et de l'Arctique.

La pression de vapeur (PV) des PCCC, de 2,8 × 10-7 à 0,028 Pa, et leur constante de la loi de Henry (CLH), de 0,68 à 17,7 Pa·m³/mole pour les congénères C10-12, se situent dans la gamme de celles de certains polluants organiques persistants connus pour faire l'objet d'un transport atmosphérique à grande distance tel que défini par la Convention de la CEE-ONU sur la pollution atmosphérique transfrontière à longue distance de 1979 (p. ex. l'hexachlorocyclohexane [lindane], l'heptachlore et le mirex)Note de bas de page 1. Les valeurs de la constante de la loi de Henry (CLH) supposent une migration de l'eau vers l'air ou des sols humides vers l'air, selon les conditions environnementales et les concentrations dans chaque milieu.

Des PCCC ont été décelées dans quatre échantillons d'air prélevés à Alert, à la pointe la plus au nord de l'île Ellesmere dans le Haut-Arctique. Les concentrations variaient de moins de 1 à 8,5 pg/m³ dans la phase gazeuse des échantillons. Borgen et al. (2000) ont décelé des PCCC dans des échantillons d'air arctique prélevés en 1999 au mont Zeppelin, dans le Svalbard (Norvège). Les concentrations se situaient entre 9,0 et 57 pg/m³. Borgen et al. (2002) ont noté des concentrations de beaucoup supérieures à l'île Bear, une petite île isolée située entre le Svalbard et la Norvège continentale. Les concentrations de PCCC totales variaient entre 1 800 et 10 600 pg/m³. Des résidus de PCCC ont été décelés dans les sédiments de surface de trois lacs arctiques isolés : les lacs Yaya, Hazen et DV-09. Leurs concentrations variaient entre 0,0016 et 0,0176 mg/kg en poids sec (Tomy et al., 1998a; Stern et Evans, 2003).

La présence de PCCC a été décelée à des concentrations de 0,095 à 0,626 mg/kg (poids humide) dans la graisse de mammifères marins, dont le béluga, Delphinapterus leucas, le phoque annelé, Phoca hispida, et le morse, Odobenus rosmarus, en divers lieux de l'Arctique (Tomy et al., 1998b, 2000). Tomy et al. (2000) ont noté que les profils des concentrations chez les mammifères marins arctiques présentaient une prédominance de congénères à chaîne carbonée plus courte, c'est-à-dire ceux des groupes des C10 et des C11. Drouillard et al. (1998a) ont montré que ces congénères étaient les composants les plus volatils des mélanges de PCCC, dont la PV tend à diminuer à mesure que s'allonge la chaîne carbonée et qu'augmente le degré de chloration. Reth et al. (2006) ont mesuré les concentrations de PCCC dans le foie et le tissu musculaire d'oiseaux de mer (mergule nain et mouette) prélevés à l'île Bear (Arctique européen). Les concentrations se situaient entre 0,005 et 0,088 mg/kg (poids humide).

La demi-vie atmosphérique estimée de nombreuses PCCC est supérieure à deux jours pour un grand pourcentage de structures types (61 % si on utilise une concentration de radicaux hydroxyles de 1,5 × 106 molécules/cm3 et 83 % si on utilise une concentration de 5 × 105 molécules/cm3). Les PCCC satisfont donc au critère de la demi-vie pour la persistance dans l'air du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000). La présence décelée de congénères plus volatils à chaîne carbonée plus courte dans le biote et les sédiments lacustres de l'Arctique en l'absence de sources appréciables de PCCC porte à croire à un transport atmosphérique à grande distance.

Sur la foi des renseignements disponibles, il est conclu que la demi-vie atmosphérique estimée des PCCC est supérieure à la valeur de deux jours du critère et que les PCCC font l'objet d'un transport atmosphérique à grande distance. Les PCCC sont donc persistantes dans l'air au sens du critère énoncé dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada 2000].

Sédiments et sol

Peu de faits indiquent une biodégradation ou un retrait des PCCC du sol après l'épandage de boues résiduaires. Nicholls et al. (2001) n'ont pas décelé de PCCC ni de PCCM dans des sols agricoles amendés avec des boues résiduaires contenant des concentrations de PC de l'ordre de plusieurs mg/kg. Par ailleurs, des concentrations de PC de quelques mg/kg ont été notées chez des vers se trouvant dans ces sols.

Madeley et Birtley (1980) ont trouvé, par des essais de demande biochimique en oxygène (DBO) de 25 jours, que des PCCC contenant 49 % de chlore étaient rapidement et complètement dégradées en 25 jours par des microorganismes acclimatés. Mais aucune absorption appréciable d'oxygène n'a été notée au cours d'essais portant sur des PC fortement chlorées, dont deux PCCC (chlorées à 60 % et à 70 %). Par ailleurs, Fisk et al. (1998a) ont constaté que deux chloro-n-alcanes C12 marqués au 14C (56 % et 69 % de chlore) étaient dégradés à 12 °C dans les sédiments aérobies utilisés pour une étude de la biodisponibilité des PCCC pour les oligochètes. Les demi-vies dans les sédiments étaient de 12 ± 3,6 jours et de 30 ± 2,6 jours pour les produits chlorés à 56 % et à 69 %, respectivement.

Une étude de la biodégradation de PCCC en conditions aérobies ou anaérobies dans des sédiments dulcicoles et marins a été réalisée par Thompson et Noble (2007). Ils ont utilisé du n-décane et du n-tridécane marqués au 14C et contenant 65 % de chlore (concentration massique) et appliqué la méthode d'essai 308 de l'OCDE (transformation aérobie et anaérobie dans les systèmes de sédiments aquatiques) pour déterminer la minéralisation (mesurée par la production de dioxyde de carbone ou de méthane) au cours d'une période de 98 jours. Les demi-vies moyennes par minéralisation d'un produit C10-13 contenant 65 % de chlore (en poids), calculées comme étant la moyenne de deux produits, ont été estimées à 1 630 jours dans les sédiments dulcicoles et à 450 jours dans les sédiments marins en conditions aérobies. Peu ou aucune minéralisation n'a été observée dans les sédiments en conditions anaérobies. Il est à noter que ces demi-vies ont été calculées sur la base de la dégradation observée après un délai de 40 à 50 jours et que les demi-vies ont ensuite été extrapolées.

Des résidus de PCCC (concentrations en mg/kg de poids sec) ont été mesurés dans les sédiments de surface des lacs arctiques isolés Yaya (0,0016), Hazen (0,0045) et DV09 (0,0176). Le profil du lac DV09 reproduit la tendance générale de l'utilisation antérieure des PCCC (Stern et Evans, 2003). Les profils des concentrations de PCCC dans les sédiments des lacs Winnipeg (Manitoba), Fox (Yukon), Ontario (Ontario, bassin ouest) et DV09 (île Devon, Nunavut) montrent que des résidus de PCCC étaient présents au cours des années 1940 (Muir et al., 1999a; Tomy et al., 1999). La concentration la plus élevée notée dans le lac Ontario (800 ng/g en poids sec) a été obtenue pour la coupe correspondant à 1971 (Muir et al., 1999a).

Étant donné l'absence d'information sur la charge correspondant à une année particulière pour aucun de ces endroits, il est impossible de calculer des demi-vies à partir de ces données à des fins de comparaison avec les critères de la persistance du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000]. Mais le fait que des résidus de PCCC aient été décelés à ces endroits dans des carottes de sédiments datant des années 1940 montre que les PCCC peuvent persister pendant plus de 50 ans sous la surface des sédiments en conditions anaérobies. Environnement Canada (2008) a utilisé des équations de la dégradation de premier ordre pour effectuer un calcul à rebours et il a ainsi trouvé que la demi-vie des PCCC dans les sédiments était supérieure à une année. Les équations utilisées sont les équations de la dégradation standard de premier ordre.

Il est conclu dans plusieurs évaluations gouvernementales et examens publiés que la biodégradation dans les sédiments devrait être lente, même en présence de microorganismes adaptés (Gouvernement du Canada, 1993a,b; Tomy et al., 1998a; Commission européenne, 2000). Sur la foi des renseignements disponibles, il est donc conclu que les PCCC sont persistantes dans les sédiments au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

B - Bioaccumulation

Les facteurs de bioaccumulation (FBA) de PCCC de diverses longueurs de chaîne chez le plancton, le gaspareau (Alosa pseudoharengus), le chabot visqueux (Cottus cognatus), l'éperlan arc-en-ciel (Osmerus mordax) et le touladi (Salvelinus namaycush) du lac Ontario ont été déterminés à partir des concentrations dans l'organisme entier (poids humide) et dans l'eau filtrée en utilisant les données de Houde et al. (2006). Des PCCC ont été décelées dans tous les éléments de la chaîne alimentaire et les FBA se situaient entre 9 900 et 51 200 (poids humide). La bioaccumulation a été la plus importante chez les poissons, les FBA les plus élevés (51 200) étant notés chez le chabot, l'éperlan et le touladi. En supposant l'absence de métabolisme, le modèle modifié de Gobas du FBA pour le poisson donne des valeurs estimées de FBA supérieures à 5 000 pour tous les PCCC (Arnot et Gobas, 2003).

Les facteurs de bioconcentration (FBC) des PCCC calculés à partir des résultats de laboratoire ont été examinés dans Gouvernement du Canada (1993b) et il a été noté qu'ils différaient de façon extrêmement importante en fonction de l'espèce. Des FBC relativement faibles ont été obtenus pour des algues dulcicoles et marines (< 1 - 7,6). Des FBC pouvant atteindre 7 816 (poids humide) ont été mesurés chez la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) [Madeley et Maddock, 1983a,b] et des valeurs entre 5 785 et 138 000 (poids humide) ont été obtenues pour la moule bleue (Mytilus edulis) [Madeley et al., 1983b; Madeley et Thompson, 1983d; Renberg et al., 1986].

D'autres faits indiquent que les PCCC sont bioaccumulables :

  • Les log Koe des PCCC se situent entre 4,39 et 8,69 (tableau 1).
  • Des facteurs de bioamplification (FBAm) normalisés pour les lipides ont aussi été déterminés par Houde et al. (2006) pour les réseaux trophiques pélagiques des lacs Ontario et Michigan. Les FBAm se situaient entre 0,3 et 3,2. Bien qu'il ne soit pas tenu compte de ce paramètre dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation [Gouvernement du Canada, 2000), il constitue un important élément d'information supplémentaire. Lorsqu'une substance présente un FBAm supérieur à un, il est probable qu'elle présente aussi des FBC et FBA élevés.
  • Les concentrations de PCCC dans les poissons récoltés dans la région des Grands Lacs entre 1996 et 2001 se situaient entre 0,0046 et 2,63 mg/kg de poids humide (Muir et al., 2001; Houde et al., 2006). Des PCCC ont été décelées dans la graisse de bélugas du fleuve Saint-Laurent à une concentration moyenne de 0,785 mg/kg de poids humide (Tomy et al., 1998b, 2000) et dans la graisse de phoques annelés en plusieurs lieux de l'Arctique. Les concentrations notées chez ces mammifères de l'Arctique et du Saint-Laurent variaient de 0,095 à 0,626 mg/kg de poids humide (Jansson et al., 1993; Tomy et al., 1998b, 2000). Ces valeurs relativement élevées portent à croire que les PCCC peuvent faire l'objet d'une bioaccumulation dans les organismes aquatiques.
  • Tomy (1997) a décelé des concentrations de PCCC (teneur massique en chlore de 60 à 70 % environ) de 0,011 à 0,017 mg/kg de lipides (concentration moyenne de 0,013 mg/kg) dans le lait de femmes inuites habitant la région du détroit d'Hudson, dans le nord du Québec (Canada). Ces résultats indiquent une bioaccumulation par la chaîne alimentaire, car la nourriture constitue la principale, ou l'unique, source d'exposition environnementale chez les Inuits.

Sur la foi des renseignements disponibles, il est conclu que les PCCC sont bioaccumulables au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

4.2.2 PCCM

Le tableau 3 résume les renseignements sur la persistance et la bioaccumulation des PCCM en regard des critères du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

Tableau 3 : Résumé des renseignements sur la persistance et la bioaccumulation des PCCM
Milieu ou paramètre Critères de la LCPE
(Gouvernement du Canada, 2000)
Renseignements sur les PCCM
Air t1/2≥ 2 jours Estimé à 2,7 - 7,1 jours en phase vapeur, mais il est à noter que le partage des PCCM vers l'air est faible.
La dégradation sur les particules aériennes devrait être beaucoup plus lente.
Sédiments t1/2≥ 1 an Un calcul à rebours fondé sur les concentrations dans les carottes de sédiments indique une demi-vie > 1 an.
Sol t1/2≥ 6 mois Peu de faits indiquent une biodégradation rapide ou un retrait après l'épandage de boues résiduaires.
FBA ≥ 5 000 FBA obtenus sur le terrain > 5 000 pour des poissons du lac Ontario;
FBAm élevés obtenus en laboratoire et au cours d'une étude du réseau trophique des lacs Ontario et Michigan;
le modèle modifié de Gobas prévoit un FBA > 5 000 pour tous les congénères.
FBC ≥ 5 000 FBC obtenus en laboratoire < 5 000; le FBC a sans doute été sous-estimé car les concentrations
de PC étaient supérieures à la solubilité.
Log KOE =5 5,47 - 8,21 (mesuré et modélisé)
A - Persistance
Air

Les demi-vies atmosphériques des PCCM ont été calculées à l'aide du programme AOPWIN (v. 1.91) de la Syracuse Research Corporation en utilisant une concentration de radicaux hydroxyles de 5 × 105 molécules/cm³. Les demi-vies en phase vapeur se situaient entre 2,7 et 7,1 jours, les plus longues correspondant aux teneurs en chlore les plus élevées et aux chaînes les plus courtes. Le partage vers l'air des PCCM est cependant très faible.

Les valeurs estimées de la PV des PCCM, de 4,5 × 10-8 à 2,27 × 10-3 Pa à 20 - 25 °C, et de leur CLH, de 0,014 à 51,3 Pa·m³/mole pour les congénères C14-17, se situent dans la gamme de celles de certains polluants organiques persistants, comme le lindane, l'heptachlore et le mirex, connus pour faire l'objet d'un transport atmosphérique à grande distance tel que défini par la Convention de la Commission économique des Nations-Unies pour l'Europe (CEE-ONU) sur la pollution atmosphérique transfrontière à longue distance de 1979.

Sur la foi des renseignements disponibles, il est conclu que la demi-vie atmosphérique estimée des PCCM est supérieure à la valeur de deux jours du critère et que ces substances sont donc persistantes dans l'air au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

Sédiments et sol

Peu de faits indiquent une biodégradation ou un retrait des PCCM du sol après l'épandage de boues résiduaires. Nicholls et al. (2001) n'ont pas décelé de PCCC ou de PCCM dans des sols agricoles amendés avec des boues résiduaires présentant des concentrations de PC de l'ordre de plusieurs mg/kg. Par ailleurs, des concentrations de PC de quelques mg/kg ont été notées chez des vers se trouvant dans ces sols.

Les concentrations de PCCM totales dans une carotte de sédiments prélevée dans le lac Saint-François, en aval de Cornwall (Ontario), se situaient entre 0,75 et 1,2 mg/kg de poids sec et il a été estimé que les concentrations les plus élevées résultaient de dépôts survenus en 1972 (Muir et al., 2002). Environnement Canada (2008) a utilisé des équations de la dégradation de premier ordre pour effectuer un calcul à rebours et il a ainsi trouvé que la demi-vie des PCCM dans les sédiments était supérieure à une année. Les équations utilisées sont les équations de la dégradation standard de premier ordre. Le fait que des résidus de PCCM aient été décelés à ces endroits dans des carottes de sédiments datant des années 1970 montre que les PCCM peuvent persister pendant plus de 30 ans sous la surface des sédiments en conditions anaérobies. La persistance dans les sédiments est particulièrement importante, car les calculs de la fugacité de niveau III montrent que les PCCM devraient surtout se répartir dans les sédiments et le sol.

Sur la foi des renseignements disponibles, il est donc conclu que les PCCM sont persistantes dans les sédiments au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

B - Bioaccumulation

Les facteurs de bioaccumulation (FBA) de PCCM de diverses longueurs de chaîne chez le gaspareau (Alosa pseudoharengus), le chabot visqueux (Cottus cognatus), l'éperlan arc-en-ciel (Osmerus mordax) et le touladi (Salvelinus namaycush) du lac Ontario ont été déterminés en 2001 à partir des concentrations dans l'organisme entier (poids humide) et dans de l'eau filtrée en utilisant les données de Houde et al. (2006). Des PCCM C14-15 ont été décelées dans tous les éléments de cette chaîne alimentaire et les FBA se situaient entre 9,99 × 106 et 7,15 × 108. En outre, les facteurs de bioaccumulation de 21 congénères de PCCM déterminés à l'aide du modèle modifié de Gobas du FBA (en supposant l'absence de métabolisme) étaient tous nettement supérieurs au critère de la bioaccumulation (FBA ≥ 5 000) [Arnot et Gobas, 2003].

La plupart des études en laboratoire du FBC chez les organismes aquatiques peuvent en sous-estimer la valeur réelle, car elles ont été réalisées à des concentrations de PCCM supérieures à la limite de solubilité dans l'eau, en utilisant de l'acétone comme cosolvant dans la solution d'essai, et elles ne sont donc pas conformes aux recommandations de l'OCDE. Si on fait exception d'une étude sur la moule bleue pour laquelle le FBC était de 6 920 (Renberg et al., 1986), les FBC estimés pour la moule bleue, l'ablette et la truite arc-en-ciel (32 - 2 856) sont tous en deçà du critère pour le FBC qui est de 5 000 (Madeley et al., 1983b; Madeley et Maddock, 1983a; Bengtsson et al., 1979; Madeley et Thompson, 1983a). La seule étude pour laquelle l'acétone n'a pas été utilisée et qui a été réalisée conformément à la méthode d'essai 305 de l'OCDE a permis de déterminer des FBC se situant entre 349 et 1 087 chez la truite arc-en-ciel (Thompson et al., 2000).

D'autres faits indiquent que les PCCM sont bioaccumulables :

  • Les log Koe signalés pour les PCCM se situent entre 5,47 et 8,21 (tableau 1).
  • Des facteurs de bioamplification (FBAm) entre Diporeiaet le chabot des lacs Ontario et Michigan, normalisés pour les lipides, ont aussi été déterminés par Houde et al. (2006). Des FBAm élevés ont été observés chez ces espèces pour toutes les longueurs de chaînes dans le lac Ontario et pour la chaîne C 14 dans le lac Michigan, ce qui indique l'existence d'une bioamplification. Les FBAm de l'éperlan et du touladi du lac Michigan (2,4 - 7,7) étaient supérieurs à un. Des études en laboratoire portant sur la truite arc-en-ciel et des oligochètes ont permis d'obtenir, à l'aide d'un modèle de bioaccumulation de premier ordre pour une exposition constante par l'alimentation (Bruggeman et al., 1981), des FBAm à l'équilibre normalisés pour les lipides variant entre 0,4 et 5,0 (Fisk et al., 1996, 1998b, 2000). Bien que le facteur de bioamplification (FBAm) ne soit pas un critère pris en compte par le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Gouvernement du Canada, 2000), il constitue un important élément d'information supplémentaire. Lorsqu'une substance présente un FBAm supérieur à un, elle présente sans doute aussi un FBC et un FBA élevés.
  • Des oligochètes présentaient des facteurs d'accumulation biote-sédiments (FABS) se situant entre 0,6 et 4,4 (Fisk et al., 1998a). Ces facteurs, qui indiquent une bioaccumulation à partir des sédiments supérieure à la valeur à l'équilibre, démontrent l'existence d'un transfert important au sein de la chaîne trophique.
  • Des concentrations élevées de PCCM ont été décelées dans des barbottes de la rivière Détroit (0,904 mg/kg de poids humide) et dans des crabes et des moules (jusqu'à 38,7 mg/kg de lipides) prélevés à proximité d'une usine australienne de fabrication de PC (Tomy et Stern, 1999; Kemmlein et al., 2002). Kemmlein et al. (2002) ont mentionné que la bioaccumulation était évidente, la chair des moules contenant environ le double et celle des crabes six fois plus de paraffines chlorées que le plus contaminé des échantillons de sédiments.
  • Des PCCM (0,061 mg/kg de lipides) ont été décelées dans un échantillon de lait d'une femme au Royaume-Uni (Thomas et Jones, 2002) et des PC C10-20 l'ont été, à des concentrations atteignant jusqu'à 1,5 mg/kg de poids humide, dans les tissus adipeux, hépatiques et rénaux de cadavres humains (Campbell et McConnell, 1980a). Ces résultats constituent une indication qualitative du potentiel de bioaccumulation des PCCM dans la chaîne trophique humaine.

Sur la foi des renseignements disponibles, particulièrement ceux ayant trait aux FBA estimés, il est conclu que les PCCM sont bioaccumulables au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

4.2.3 PCCL

4.2.3.1 PCCL C18-20 liquides

Le tableau 4 résume les renseignements sur la persistance et la bioaccumulation des PCCL C18-20 liquides en regard des critères du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

Tableau 4 : Résumé des renseignements sur la persistance et la bioaccumulation des PCCL C 18-20 liquides
Milieu ou
paramètre
Critères de la LCPE
(Gouvernement du Canada, 2000)
Renseignements sur les PCCL C18-20
Air t1/2 ≥ 2 jours Estimé à 2,4 - 10,5 jours, mais il est à noter que le partage vers l'air des PCCL est faible.
Sédiments t1/2 ≥ 1 an Inconnu, mais demi-vie sans doute > 1 an.
Sol t1/2≥ 6 mois Inconnu
FBA ≥ 5 000 Des études en laboratoire portant sur l'alimentation semblent indiquer que les PC C18 fortement chlorées présentent un FBAm élevé à partir des aliments;
information insuffisante sur les FBA sur le terrain; le modèle modifié de Gobas indique que près de la moitié des congénères C18-20 étudiés ont un FBA ≥ 5 000 (voir la section 4.4.3.3).
FBC ≥ 5 000 FBC obtenus en laboratoire < 5 000;
les FBC ont sans doute été sous-estimés car les concentrations des PC étaient supérieures à la solubilité.
Log KOE ≥ 5 7,34 - 7,57 (modélisé)
A - Persistance
Air

Les demi-vies atmosphériques des PCCL liquides ont été calculées à l'aide du programme AOPWIN (v. 1.91) de la Syracuse Research Corporation en utilisant une concentration de radicaux hydroxyles de 5 × 105 molécules/cm³. Les demi-vies des PCCL liquides se situaient entre 2,4 et 10,5 jours et de nombreuses structures types présentaient des valeurs supérieures à deux jours. Le partage vers l'air des PCCL C18-20 liquides est cependant très faible.

Les valeurs estimées de la PV des PCCL C18-20 liquides, de 5 × 10-4 à 2 × 10-8 Pa à 25 °C, se situent dans la gamme de celles de certains polluants organiques persistants, comme le lindane, l'heptachlore et le mirex, connus pour faire l'objet d'un transport atmosphérique à grande distance tel que défini par la Convention de la CEE-ONU sur la pollution atmosphérique transfrontière à longue distance de 1979.

Sur la foi des renseignements disponibles, il est conclu que la demi-vie atmosphérique estimée des PCCL C18-20 liquides est supérieure à la valeur de deux jours du critère et que ces substances sont donc persistantes dans l'air au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

Sédiments et sol

Il n'existe pas de données empiriques sur le devenir (demi-vie) des PCCL dans le sol ou les sédiments permettant une comparaison avec les valeurs des critères de la LCPE. Mais étant donné que l'on croit que les PCCC et les PCCM sont persistantes dans les sédiments (demi-vie > 1 an) et qu'il a été observé que la résistance à la dégradation microbienne augmentait généralement avec l'allongement de la chaîne carbonée (Allpress et Gowland, 1999; Omori et al., 1987), il est probable que la demi-vie des PCCL est, elle aussi, supérieure à un an dans les sédiments.

Sur la foi des renseignements disponibles, il est conclu que les PCCL C18-20 liquides sont persistantes dans les sédiments au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

B - Bioaccumulation

En supposant l'absence de métabolisme, le modèle modifié de Gobas du FBA prévoit que 12 des 27 (44 %) congénères C18-20 satisfont au critère du FBA ≥ 5 000 pour la bioaccumulation (Arnot et Gobas, 2003). Il s'avère, après confirmation par communication personnelle avec Frank Gobas (Université Simon Fraser, Burnaby, C.-B.), que le modèle peut être appliqué aux PCCL, car il s'agit de substances simples hydrophobes et persistantes.

Par ailleurs, le FBC des PCCL C18-26 liquides a été estimé par la U.K. Environment Agency (2001) à partir des données de Bengtsson et al. (1979) et il se situait entre 8 et 16 chez l'ablette. De telles valeurs sont inférieures au critère de 5 000 pour le FBC (Gouvernement du Canada, 2000). Cette étude pourrait cependant sous-estimer le FBC, car elle a été réalisée à des concentrations de PCCL supérieures à la limite de solubilité dans l'eau et n'était donc pas conforme aux recommandations de l'OCDE. De plus, les auteurs de l'étude n'ont pas indiqué si des conditions stables avaient été atteintes pendant l'étape de l'absorption de l'essai.

D'autres faits indiquent que les PCCL sont bioaccumulables :

  • Les log Koe signalés pour les PCCL C18-20 liquides se situent entre 7,34 et 7,57 (tableau 1).
  • Les facteurs de bioamplification (FBAm) ont été déterminés par Fisk et al. (2000) au cours d'une étude de l'accumulation par l'alimentation portant sur des truites arc-en-ciel juvéniles exposées à du C18H31Cl7. Les FBAm normalisés pour les lipides variaient entre 2,1 et 2,8. Bien que le facteur de bioamplification (FBAm) ne soit pas un critère pris en compte par le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Gouvernement du Canada, 2000), il constitue un important élément d'information supplémentaire. Lorsqu'une substance présente un FBAm supérieur à un, elle présente sans doute aussi un FBC et un FBA élevés.
  • Fisk et al. (2000) ont trouvé que les demi-vies de biotransformation du C18H31Cl7chez la truite arc-en-ciel étaient comparables à celles des organochlorés résistants (Fisk et al., 1998c). Cela indique une biotransformation ou une métabolisation limitée.
  • Une faible biotransformation des PCCL a aussi été notée au cours d'une étude d'absorption et d'élimination portant sur l'ablette. Bengtsson et Baumann-Ofstad (1982) ont trouvé que l'efficacité d'absorption des PCCL C18-26 était faible, mais que 50 % de la substance demeurait encore dans les tissus des poissons après une période d'élimination de 316 jours, ce qui porte à croire que certains des isomères de ces PCCL étaient bioaccumulables (Bengtsson et Baumann-Ofstad, 1982).
  • Des concentrations élevées de PCCL C18-29 ont été notées chez des crabes et des moules (9,3 et 14,3 mg/kg de lipides, respectivement) à proximité d'une usine australienne de fabrication de PC (Kemmlein et al., 2002). Ces auteurs ont mentionné que la bioaccumulation était évidente, la chair des moules contenant environ le double et celle des crabes six fois plus de paraffines chlorées que le plus contaminé des échantillons de sédiments. On ne sait cependant pas si la bioaccumulation des C18-20 ou celle des congénères C>20 était à l'origine des concentrations élevées.

Sur la foi des renseignements disponibles, particulièrement ceux ayant trait aux FBA modélisés et aux FBAm empiriques estimés, il est conclu que les PCCL C18-29 liquides sont bioaccumulables au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

4.2.3.2 PCCL C>20 liquides

Le tableau 5 résume les renseignements sur la persistance et la bioaccumulation des PCCL C>20 liquides en regard des critères du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

Tableau 5 : Résumé des renseignements sur la persistance et la bioaccumulation des PCCL C >20 liquides
Milieu ou
paramètre
Critères de la LCPE
(Gouvernement du Canada, 2000)
Renseignements sur les PCCL C>20 liquides
Air t1/2≥ 2 jours Estimé à 1,8 - 8,4 jours, mais il est à noter que le partage
vers l'air des PCCL est faible.
Sédiments t1/2≥ 1 an Inconnu, mais demi-vie sans doute > 1 an.
Sol t1/2≥ 6 mois Inconnu
FBA ≥ 5 000 Renseignements insuffisants sur les FBA obtenus sur le terrain;
selon le modèle modifié de Gobas, aucun des congénères C>20 examinés présentait un FBA ≥ 5 000.
FBC ≥ 5 000 FBC déterminés en laboratoire < 5 000;
les FBC ont sans doute été sous-estimés car les concentrations des PC utilisées étaient supérieures à leur solubilité.
Log KOE ≥ 5 > 7,46 - 12,83 (estimé)
A - Persistance
Air

Les demi-vies atmosphériques des PCCL liquides ont été calculées à l'aide du programme AOPWIN (v. 1.91) de la Syracuse Research Corporation en utilisant une concentration de radicaux hydroxyles de 5 × 105 molécules/cm³. Les demi-vies des PCCL liquides se situaient entre 1,8 et 8,4 jours et de nombreuses structures types présentaient des demi-vies supérieures à deux jours. Le partage vers l'air des PCCL est cependant très faible.

Les valeurs estimées de la PV des PCCL C>20 liquides, de 5 × 10-5 à 3 × 10-15 Pa à 25 °C, se situent dans la gamme de celles de certains polluants organiques persistants, comme l'heptachlore et le mirex, connus pour faire l'objet d'un transport atmosphérique à grande distance tel que défini par la Convention de la CEE-ONU sur la pollution atmosphérique transfrontière à longue distance de 1979.

Sur la foi des renseignements disponibles, il est conclu que la demi-vie atmosphérique estimée des PCCL C>20 liquides est supérieure à la valeur de deux jours du critère et que ces substances sont donc persistantes dans l'air au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

Sédiments et sol

Il n'existe pas de données empiriques sur le devenir (demi-vie) des PCCL dans le sol ou les sédiments permettant une comparaison avec les valeurs des critères de la LCPE. Mais étant donné que l'on croit que les PCCC et les PCCM sont persistantes dans les sédiments (demi-vie > 1 an) et qu'il a été observé que la résistance à la dégradation microbienne augmentait généralement avec l'allongement de la chaîne carbonée (Allpress et Gowland, 1999; Omori et al., 1987), il est probable que la demi-vie des PCCL est, elle aussi, supérieure à un an dans les sédiments.

Sur la foi des renseignements disponibles, il est conclu que les PCCL C>20 liquides sont persistantes dans les sédiments au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

B - Bioaccumulation

Les PCCL C>20 liquides peuvent présenter un certain potentiel de bioaccumulation, mais le modèle modifié de Gobas du FBA indique qu'aucun des congénères C>20 ne satisfait au critère de la bioaccumulation du FBA ≥ 5 000. Ces PCCL d'une masse moléculaire très élevée ne devraient donc pas être bioaccumulables.

On a observé des FBC variant entre 8 et 16 pour les PCCL C18-26 liquides chez l'ablette et entre 18 et 1 158 pour les PCCL C>20 liquides chez la truite arc-en-ciel et la moule bleue (Madeley et Maddock, 1983b; Bengtsson et al., 1979; Madeley et Thompson, 1983b; U.K. Environment Agency, 2001). Ces valeurs peuvent cependant sous-estimer les FBC réels, car les études ont été réalisées à des concentrations de PCCL supérieures à la limite de solubilité des substances dans l'eau et ne sont donc pas conformes aux recommandations de l'OCDE. De plus, les auteurs n'ont pas indiqué si des conditions stables avaient été atteintes pendant l'étape de l'absorption. Dans le cas de ces espèces, les FBC étaient inférieurs au critère de 5 000.

Certains faits indiquent cependant que les PCCL C>20 peuvent être bioaccumulables :

  • Les log Koe signalés pour les PCCL C>20 liquides se situent entre 7,46 et 12,83 (tableau 1).
  • Une biotransformation limitée des PCCL a été observée au cours d'une étude d'absorption et d'élimination chez l'ablette. Bengtsson et Baumann-Ofstad (1982) ont trouvé que l'efficacité d'absorption des PCCL C18-26 était faible, mais que 50 % de la substance demeurait encore dans les tissus des poissons après une période d'élimination de 316 jours, ce qui porte à croire que certains des isomères des PCCL utilisées étaient bioaccumulables (Bengtsson et Baumann-Ofstad, 1982).
  • Des concentrations élevées de PCCL C18-29 ont été notées chez des crabes et des moules (9,3 et 14,3 mg/kg de lipides, respectivement) à proximité d'une usine australienne de fabrication de PC et (Kemmlein et al., 2002) les auteurs ont mentionné que la bioaccumulation était évidente, la chair des moules contenant environ le double et celle des crabes six fois plus de paraffines chlorées que le plus contaminé des échantillons de sédiments. On ne sait cependant pas si la bioaccumulation de C18-20 ou celle de congénères C>20 était à l'origine des concentrations élevées.
  • Des concentrations de PC C20-30 se situant entre 0,080 et 3,5 mg/kg (poids humide) ont été décelées dans des tissus adipeux et hépatiques humains prélevés au cours d'autopsies pratiquées au Royaume-Uni. Cela constitue une indication qualitative du potentiel de bioaccumulation des PCCL dans la chaîne trophique humaine.

En dépit de certaines incertitudes notables et en se fondant surtout sur les renseignements disponibles sur les FBA, il est conclu que les PCCL C>20 liquides ne sont pas bioaccumulables au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

4.2.3.3 PCCL C>20 solides

Le tableau 6 résume les renseignements sur la persistance et la bioaccumulation des PCCL C>20 solides en regard des critères du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

Tableau 6 : Résumé des renseignements sur la persistance et la bioaccumulation des PCCL C >20 solides
Milieu ou
paramètre
Critères de la LCPE
(Gouvernement du Canada, 2000)
Renseignements sur les PCCL C>20 solides
Air t1/2 ≥ 2 jours Estimé à ≥ 7,8 jours, mais il est à noter
que le partage vers l'air des PCCL est faible.
Sédiments t1/2 ≥ 1 an Inconnu, mais demi-vie sans doute > 1 an.
Sol t1/2 ≥ 6 mois Inconnu
FBA ≥ 5 000 Faible accumulation chez le saumon;
faible absorption et forte excrétion par les fèces chez le rat;
FBA < 5000 prévu par le modèle modifié de Gobas.
FBC ≥ 5 000 FBC déterminés en laboratoire < 5 000;
FBC sans doute sous-estimés car les concentrations de PC étaient supérieures à la solubilité.
Log KOE ≥ 5 Inconnu
A - Persistance
Air

Les demi-vies atmosphériques des PCCL solides ont été calculées à l'aide du programme AOPWIN (v. 1.91) de la Syracuse Research Corporation en utilisant une concentration de radicaux hydroxyles de 5 × 105 molécules/cm³. Les demi-vies des PCCL solides se situaient entre 7,8 et 15,5 jours. Le partage vers l'air des PCCL est cependant très faible.

Sur la foi des renseignements disponibles, il est conclu que la demi-vie atmosphérique estimée des PCCL C>20 solides est supérieure à la valeur de deux jours du critère et qu'elles sont donc persistantes dans l'air au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

Sédiments et sol

Il n'existe pas de données sur la demi-vie des PCCL C>20 solides dans le sol ou les sédiments. Mais étant donné que l'on croit que les PCCC et les PCCM sont persistantes dans les sédiments (demi-vie > 1 an) et qu'il a été observé que la résistance à la dégradation microbienne augmentait généralement avec l'allongement de la chaîne carbonée (Allpress et Gowland, 1999; Omori et al., 1987), il est probable que la demi-vie des PCCL est, elle aussi, supérieure à un an dans les sédiments.

Sur la foi des renseignements disponibles, il est conclu que les PCCL C>20 solides sont persistantes dans les sédiments au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

B - Bioaccumulation

Les PCCL C>20 peuvent présenter un certain potentiel de bioaccumulation, mais le modèle modifié de Gobas du FBA indique qu'aucun des congénères C>20 ne satisfait au critère de la bioaccumulation du FBA ≥ 5 000. Ces PCCL d'une masse moléculaire très élevée ne devraient donc pas être bioaccumulables.

Les FBC mesurés des PCCL solides varient entre 5,7 et 341 chez les poissons et la moule bleue (Madeley et Maddock, 1983c; Madeley et Thompson, 1983c). Ces études peuvent cependant sous-estimer les FBC réels, car elles ont été réalisées à des concentrations de PCCL supérieures à leur limite de solubilité dans l'eau et ne sont donc pas conformes aux recommandations de l'OCDE. De plus, il n'est pas précisé si des conditions stables avaient été atteintes pendant l'étape de l'absorption. Les FBC estimés pour ces espèces sont inférieurs au critère de 5 000 (Madeley et Maddock ,1983b,c; Bengtsson et al., 1979; Madeley et Thompson, 1983b,c).

On ne dispose pas de log Koe pour les PCCL C>20 solides.

D'autres faits indiquent que les PCCL C>20 pourraient ne pas être bioaccumulables :

  • Une étude du FBA en milieu aquatique a été recensée pour les PCCL C>20 solides. Zitko (1974) a observé une très faible accumulation de PCCL à teneur en chlore de 70 % chez des saumons de l'Atlantique juvéniles exposés pendant 181 jours à de la nourriture contenant de fortes concentrations de PC (10 et 100 µg/g).
  • Deux études de la bioaccumulation des PCCL, dont des PCCL C>20 solides, chez le rat ont montré de forts taux d'excrétion par les fèces et une faible absorption (voir la section 4.4.3.2 du document d'appui) [Environnement Canada, 2008]. Il n'existe pas de données sur le FBAm des PCCL C>20solides.

En dépit de certaines incertitudes notables et en se fondant surtout sur les renseignements disponibles, il est conclu que les PCCL C>20 solides ne sont pas bioaccumulables au sens des critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

4.3 Concentrations dans l'environnement

La présente section décrit les résultats obtenus à la suite d'une récente étude de surveillance des PC portant sur des échantillons prélevés dans l'environnement et analysés à l'aide de techniques plus spécifiques à l'égard des PCCC. Les données sur les concentrations des PCCM et des PCCL dans l'environnement sont très limitées. Étant donné la nature non volatile et le caractère hydrophobe de ces groupes de PC, la plus grande partie des résultats ont trait aux sédiments et aux boues résiduaires.

Les données présentées dans la présente section sont axées sur les concentrations au Canada. Les concentrations mesurées dans d'autres pays sont présentées lorsque les données canadiennes sont absentes ou insuffisantes. De l'information supplémentaire sur les concentrations environnementales est présentée dans le document d'appui (Environnement Canada, 2008).

4.3.1 Concentrations atmosphériques

Des PCCC ont été décelées dans l'air au Canada, au Royaume-Uni et en Norvège. Elles ont aussi été décelées dans l'air de l'Arctique et d'autres zones éloignées (section 4.2.1). Les concentrations de PCCC dans des échantillons d'air prélevés à Egbert, Ontario (Canada) en 1990 variaient entre 65 et 924 pg/m³ (Tomy, 1997; Tomy et al., 1998a). Les concentrations dans l'air du lac Ontario se situaient entre 120 et 1 510 pg/m³ en 1999 et 2000 (Muir et al., 2001).

Il n'existe pas de données sur les concentrations atmosphériques des PCCM et des PCCL tant au Canada qu'à l'étranger.

4.3.2 Effluents de traitement des eaux usées, boues résiduaires et sols

Des PCCC ont été décelées dans les effluents d'eaux usées au Canada, aux États-Unis et en Allemagne. Elles ont été trouvées dans les effluents finaux des huit usines de traitement des eaux usées du sud de l'Ontario (Canada) où des prélèvements ont été effectués en 1996. Les concentrations de PCCC totales (C10-13 dissoutes et particulaires) variaient entre 59 et 448 ng/L. Les concentrations les plus élevées ont été mesurées dans des échantillons prélevés dans des usines de traitement situées en zones industrialisées, dont celles d'Hamilton, de St. Catharines et de Galt. Aucune donnée sur les concentrations de PCCM ou de PCCL dans les effluents des usines de traitement n'est disponible pour le Canada ou d'autres pays.

Des concentrations de PC ont aussi été mesurées dans les boues résiduaires de plusieurs pays européens et aux États-Unis. En Angleterre et au pays de Galles, Nicholls et al. (2001) ont mesuré des concentrations de PC totales (PCCC et PCCM) dans des boues résiduaires digérées se situant entre 1,8 et 93,1 mg/kg (poids sec). De même, Stevens et al. (2002) ont mesuré des concentrations de PCCC de 6,9 à 200 mg/kg (poids sec) dans des boues résiduaires de 14 UTEU du Royaume-Uni. Les concentrations les plus élevées ont été notées dans des boues résiduaires de bassins industriels. Par ailleurs, des boues résiduaires d'un bassin rural ne recevant aucun effluent industriel présentaient des concentrations appréciables (590 mg/kg) de PCCC et de PCCM totales (Stevens et al., 2002). Les concentrations totales de PCCM dans les boues résiduaires de 15 UTEU du Royaume-Uni variaient entre 30 et 9 700 mg/kg en poids sec (Stevens et al., 2002). Les sols agricoles peuvent aussi être des réservoirs appréciables de PC à la suite de l'épandage de boues résiduaires (Stevens et al., 2002; Nicholls et al., 2001). Aucune concentration n'a été recensée pour les PCCL présentes dans les boues résiduaires ou les sols. On ne dispose d'aucune concentration de PC dans les boues résiduaires au Canada.

4.3.3 Eaux de surface

Des PCCC ont été décelées dans les eaux de surface au Canada et au Royaume-Uni. De faibles concentrations de PCCC totales dissoutes (C10-13) ont été mesurées dans la partie ouest du lac Ontario entre 1999 et 2004 (Muir et al., 2001; Houde et al., 2006). Les concentrations des PCCC totales étaient de 1,75 ng/L en 1999 et elles oscillaient entre 0,606 et 1,935 ng/L au cours de la période de prélèvement, de 2000 à 2004. Les concentrations étaient généralement supérieures dans la partie ouest du lac Ontario, sans doute à cause de la proximité d'importants centres urbains (Houde et al., 2006). Des concentrations de PCCC de 30 ± 14 ng/L ont été mesurées dans la rivière Rouge à Selkirk, au Manitoba, au cours d'une période de six mois en 1995 (Tomy, 1997).

Des PCCM ont été décelées dans des eaux de surface au Canada, aux États-Unis, au Royaume-Uni et en Allemagne. Metcalfe-Smith et al. (1995) ont signalé une concentration de PCCM C14-17de 12 700 ng/L dans un échantillon composite de 24 heures de l'effluent de la seule usine de fabrication de PC au Canada, la ICI Canada (maintenant PCI Canada) située en bordure du fleuve Saint-Laurent, à Cornwall, en Ontario. Cette usine ne fabrique pas actuellement de PC. Houde et al. (2006) ont prélevé des échantillons d'eau en divers lieux du lac Ontario en 2002 et 2004. Les concentrations de PCCM totales dans les échantillons filtrés variaient de moins de 0,0005 à 0,0026 ng/L. Les concentrations de PCCM dans le fossé d'un étang de retenue des effluents d'une usine de fabrication de PC de Dover (Ohio) variaient de moins de 150 à 3 800 ng/L (Murray et al., 1988). Des PCCM, dont la concentration se situait entre 620 et 3 750 ng/L, ont été décelées dans tous les échantillons prélevés dans 16 cours d'eau, canaux et réservoirs au Royaume-Uni (ICI, 1992). Il semble que la majorité de ces échantillons aient été prélevés dans des zones urbaines ou industrielles. Les concentrations de PCCM ont été mesurées en plusieurs lieux en Allemagne (Hoechst AG, 1987; Ballschmiter, 1994). Les valeurs obtenues en 1987 oscillaient entre 4 000 et 20 000 ng/L, mais elles étaient de beaucoup moins élevées en 1994 où elles variaient de moins de 50 à 185 ng/L.

Il n'existe pas de concentrations mesurées des PCCL dans l'eau au Canada et les valeurs mesurées dans les eaux de surface d'autres pays sont rares. À une exception près (Darwen), Nicholls et al. (2001) ont signalé des concentrations inférieures à 100 ng/L pour tous les groupes de PC dans tous les sites examinés à proximité d'installations de traitement des eaux usées au Royaume-Uni. On a recensé une seule étude portant sur la détermination des PCCL dans des eaux de surface. Murray et al. (1988) ont réalisé une étude à proximité d'une usine de fabrication de PC située à Dover (Ohio) et ont signalé une concentration de PCCL totales C20-30 à teneur en chlore de 40 à 50 % atteignant 8 300 ng/L au centre de l'étang de retenue de l'usine. On a mesuré, dans un fossé de drainage de l'étang de retenue immédiatement avant son rejet dans le ruisseau Sugar, une concentration de 4 200 ng/L de PCCL totales (3 700 ng/L pour les particules et 500 ng/L en solution). Une concentration de 620 ng/L avec les particules (< 50 ng/L en solution) a été notée dans l'eau du ruisseau Sugar, tout juste en aval du point de rejet du fossé de drainage.

4.3.4 Sédiments

Des PCCC ont été décelées dans les sédiments des Grands Lacs, du fleuve Saint-Laurent et d'autres lacs au Canada, ainsi qu'en Allemagne, en République tchèque et au Royaume-Uni. Elles ont aussi été décelées dans les sédiments de l'Arctique (section 4.2.1). Les concentrations de PCCC mesurées dans les lacs Winnipeg et Nipigon variaient entre 0,008 et 0,176 mg/kg de poids sec (Tomy et al., 1999; Stern et Evans, 2003). Tomy et al. (1997) ont mesuré en 1995 des concentrations de PCCC de 0,245 mg/kg (poids sec) dans des sédiments prélevés à l'embouchure de la rivière Détroit dans le lac Érié et à l'île Middle Sister, à l'ouest du lac. Des PCCC ont aussi été décelées, en concentrations de 0,0059 à 0,290 mg/kg (poids sec) dans tous les échantillons de sédiments de surface prélevés en 1996 à proximité des ports le long du lac Ontario (Muir et al., 2001). Les concentrations les plus élevées ont été notées au site le plus industrialisé (bassin Windermere, port de Hamilton) où la contamination par les métaux lourds, les HAP et les BPC est bien connue. De même, Marvin et al. (2003) ont signalé une concentration de PCCC de 0,410 mg/kg (poids sec) dans des sédiments du lac Ontario à proximité d'une zone industrielle. Des PCCC ont été décelées, en une concentration moyenne de 0,049 mg/kg (poids sec) dans les 26 échantillons prélevés dans le lac Ontario et cette concentration est de beaucoup supérieure à celles indiquées pour les lacs (Yaya, DV09, Hazen, Nipigon) où les apports sont surtout de sources atmosphériques (Tomy et al., 1999; Stern et Evans, 2003).

Des PCCM ont été décelées dans des sédiments des Grands Lacs au Canada ainsi qu'aux États-Unis, en Allemagne, au pays de Galles, en Suisse, en Australie et au Royaume-Uni. Metcalfe-Smith et al. (1995) n'ont pas été en mesure de déceler (< 3,5 mg/kg en poids sec) des PCCC et des PCCM totales dans des sédiments du fleuve Saint-Laurent en aval d'une usine de fabrication de PC. Tomy et Stern (1999) ont signalé une concentration de PCCM C14-17 de 0,068 mg/kg (poids sec) dans des échantillons de sédiments prélevés près de l'embouchure de la rivière Détroit, à l'ouest du lac Érié. Muir et al. (2002) ont signalé des concentrations de PCCM totales dans une carotte de sédiments provenant du lac Saint-François, en aval de Cornwall (Ontario), variant entre 0,75 et 1,2 mg/kg (poids sec). Les concentrations les plus élevées de PCCM mesurées dans des sédiments l'ont été en aval d'installations de traitement des eaux usées au Royaume-Uni. Les concentrations variaient de moins de 0,2 à 65,1 mg/kg de poids sec (Nicholls et al., 2001). Des concentrations semblables ont été notées en divers points en aval d'usines de traitement des eaux usées du Royaume-Uni (Nicholls et al., 2001).

Aucune concentration de PCCL n'a été mesurée dans des sédiments au Canada, mais ces substances ont été décelées aux États-Unis, en Australie et en Allemagne à proximité d'usines de fabrication de PC. Des concentrations de PCCL de 0,0081 à 170 mg/kg (poids sec) ont été mesurées dans ces pays (Rotard et al., 1998; Murray et al., 1988; Kemmlein et al., 2002).

4.3.5 Biote

A - Biote aquatique

Des PCCC ont été décelées dans le biote au Canada, en Angleterre, en Norvège, au Chili, en Grèce, en Allemagne, en Islande, en France et aux États-Unis ainsi que dans les mers du Nord et Baltique. Muir et al. (2001) et Houde et al. (2006) ont mesuré les concentrations de PCCC dans des poissons récoltés dans les lacs Ontario et Michigan entre 1 996 et 2001. Les concentrations de PCCC totales variaient entre 0,0046 et 2,63 mg/kg (poids humide). La plus forte concentration a été notée dans des carpes récoltées dans le port de Hamilton (Muir et al., 2001). Houde et al. (2006) ont mesuré les concentrations de PCCC dans le plancton, Diporeia sp. et Mysis sp. des lacs Ontario et Michigan. Les concentrations de PCCC totales chez ces organismes étaient, respectivement, de 0,0055, 0,0063 et 0,0028 mg/kg (poids humide) dans le lac Ontario et de 0,023, 0,024 et 0,0075 mg/kg (poids humide) dans le lac Michigan.

Les concentrations de PCCM ont été mesurées dans les poissons de nombreux pays dont le Canada, le Royaume-Uni, la Norvège, le Chili, la Grèce et l'Allemagne. Houde et al. (2006) ont déterminé les concentrations de PCCM dans des poissons des lacs Ontario et Michigan en 1999 et 2001. Les concentrations de PCCM totales variaient entre 0,0028 et 0,109 mg/kg (poids humide). Des PCCM ont aussi été décelées chez des Diporeia à des concentrations variant entre 0,0024 et 0,0041 mg/kg (Houde et al., 2006). La concentration la plus élevée mesurée pour des poissons au Canada était de 0,904 mg/kg (poids humide) chez des barbottes de la rivière Détroit (Tomy et Stern, 1999).

Murray et al. (1988) ont mesuré les concentrations de PCCL C20-30 à teneur en chlore de 42 % chez des moules zébrées du ruisseau Sugar (Ohio) à proximité d'une usine de fabrication de PC. Les concentrations variaient de moins de 0,007, en amont, à 0,18 mg/kg, en aval du point de rejet du fossé de drainage de l'usine dans le ruisseau. Kemmlein et al. (2002) ont noté des concentrations élevées de PCCL C18-29 dans des moules et des crabes de mer (9,3 et 14,3 mg/kg de lipides, respectivement) à proximité d'une usine australienne de fabrication de PC.

B - Mammifères marins

Des PCCC ont été trouvées dans la graisse de bélugas du fleuve Saint-Laurent à une concentration moyenne de 0,785 mg/kg de poids humide. Elles ont aussi été décelées dans la graisse de phoques annelés au sud-ouest de l'île Ellesmere (Eureka), à Pangnirtung (détroit de Cumberland) et au Svalbard, dans la graisse de bélugas au nord-ouest du Groenland, à Sanikiluaq (baie d'Hudson), à Pangnirtung (détroit de Cumberland), à Kimmirut et dans le delta du Mackenzie, et dans la graisse de morses au nord-ouest du Groenland. Les concentrations de PCCC variaient entre 0,095 et 0,626 mg/kg de poids humide (Jansson et al., 1993; Tomy et al. 1998b, 2000).

Les concentrations de PCCM dans la graisse de bélugas du fleuve Saint-Laurent variaient entre 1,8 et 80,0 mg/kg de poids humide (Bennie et al., 2000). Les résultats obtenus par Bennie et al. (2000) pourraient ne pas être fiables, l'analyse ayant fait l'objet d'interférences.

C - Faune terrestre et aviaire

Il existe très peu de données sur les concentrations de PCCC dans les tissus des animaux sauvages terrestres. En Suède, Jansson et al. (1993) ont signalé des concentrations de PC (longueur de chaîne non précisée) de 2,9, 4,4, 0,14 et 0,53 mg/kg de lipides chez, respectivement, le lapin (Revingeshed, Skåne), l'orignal (Grismsö, Västmanland), le renne (Ottsjö, Jaämtland) et le balbuzard (diverses régions de la Suède). Nicholls et al. (2001) ont indiqué des concentrations de PCCC et de PCCM variant de moins de 0,1 à 0,7 (poids sec) chez des vers de terre de champs du Royaume-Uni ayant fait l'objet d'épandages de boues résiduaires à l'été 1998. Campbell et McConnell (1980a) ont mesuré les concentrations de PC C 10-20 chez des oiseaux du Royaume-Uni. Ces concentrations, qui reflétaient probablement les teneurs en PCCC et en PCCM, variaient entre 0,1 et 1,2 mg/kg (poids humide) dans le foie des oiseaux et de moins de 0,05 à plus de 6 mg/kg dans les œufs d'oiseaux de mer. Les concentrations de PC C20-30 variaient de non décelées à 1,5 mg/kg (poids humide) dans le foie et de moins de 0,05 à 1 mg/kg dans les œufs. Reth et al. (2006) ont quantifié les PCCC dans le foie et le muscle du mergule nain (Alle alle) et de la mouette tridactyle (Rissa tridactyla), des oiseaux de mer prélevés à l'île Bear (Arctique européen). Les concentrations se situaient entre 0,005 et 0,088 mg/kg de poids humide. Reth et al. (2006) ont mesuré des concentrations de PCCM C14-15 variant entre 0,005 et 0,370 mg de poids humide chez des oiseaux de mer de l'Arctique européen.

4.4 Effets sur l'environnement

Il y a peu d'études des effets toxiques des PCCC sur les animaux pélagiques et les mammifères. Les concentration minimale avec effet observé (CMEO) (survie, reproduction et croissance) se situaient entre 8 900 et 10 000 ng/L pour le biote pélagique. On ne trouve pas de mention des effets des PCCC sur les organismes benthiques et terricoles. Il existe plus de données toxicologiques pour les PCCM dont la toxicité aiguë et chronique a été étudiée chez des algues, des invertébrés et plusieurs espèces de poissons. La gamme des effets aigus est de 5 900 ng/L à plus de 10g/L (10 000 000 000 ng/L). Les CMEO pour le biote pélagique varient de 18 000 à 31 000 ng/L. Au contraire des PCCC, il existe des études de la toxicité, bien que peu nombreuses, sur les organismes benthiques et terricoles. Les CMEO pour les organismes des sédiments varient de 270 à 410 mg/kg de poids sec. On a signalé une CMEO pour les effets sur la reproduction du ver de terre de 383 mg/kg de poids sec. Il existe peu d'études des effets des PCCM chez les mammifères, mais des dosse minimales avec effet nocif observé (DMENO) de 4,2 à 5,7 mg/kg de poids corporel par jour ont été signalées chez le rat. Le nombre d'études sur les effets chez le biote pélagique est aussi restreint. Des effets aigus ont été observés à des concentrations supérieures à 3 800 000 ng/L. Il existe très peu de données toxicologiques pour les trois types de PCCL et ces dernières sont présentées ci-après.

Cette section se limite aux renseignements toxicologiques les plus signifiants utilisés pour le calcul des valeurs critiques de la toxicité (VCT). D'autres renseignements sur la toxicité sont présentés dans le document d'appui.

4.4.1 PCCC

A - Organismes aquatiques pélagiques

La plus faible valeur donnant lieu à un effet toxique recensée pour des espèces pélagiques aquatiques d'eau douce est la CMEO chronique de 21 jours pour Daphnia magna, qui est de 8 900 ng/L (Thompson et Madeley, 1983a). L'effet noté était la mortalité des descendants et la concentration sans effet observé (CSEO) était de 5 000 ng/L.

B - Organismes benthiques

On ne disposait pas d'un paramètre de mesure valable pour les invertébrés des sédiments. Une méthode de partage à l'équilibre (Di Toro et al., 1991) fondée sur le paramètre le plus sensible de mesure d'un effet chronique déterminé pour une espèce d'invertébrés aquatiques pélagiques d'eau douce (8 900 ng/L) a été utilisée pour estimer la toxicité pour les organismes benthiques. La CMEO bent. a été estimée à 35,5 mg/kg de poids sec pour les sédiments contenant 2 % de carbone organique (Environnement Canada, 2008).

C - Organismes terricoles

Bezchlebová et al. (2007) ont étudié les effets des PCCC sur la survie et la reproduction de cinq espèces d'organismes terricoles (Fosomia candida, Eisenia fetida, Enchytraeus albidus, Enchytraeus crypticus et Caenorhabditis elegans). Tous les essais ont été réalisés conformément aux méthodes internationales en utilisant le sol artificiel recommandé par l'OCDE (70 % de sable, 20 % d'argile et 10 % de tourbe) dont la teneur en matières organiques était de 2,7 % environ. Folsomia candida (collembole) s'est avéré l'organisme le plus vulnérable, la CL50 pour la survie des adultes et la CE50 et la CE10 pour la reproduction étaient, respectivement, de 5 733, de 1 230 et de 660 mg/kg de poids sec (valeurs nominales). La VCT pour les PCCC du sol était de 660 mg/kg de poids sec.

D - Mammifères

Une étude de 13 semaines par administration par voie orale (gavage) portant sur le rat et effectuée par la IRDC (1984) a permis de noter une augmentation du poids du foie et du rein ainsi qu'une hypertrophie du foie et de la thyroïde aux doses de 100 mg/kg-p.c. par jour. Cette valeur était la DMENO la plus faible pour les mammifères. Une transposition d'échelle interspécifique fondée sur des données pour une loutre adulte type a été faite pour extrapoler les résultats à une concentration dans la nourriture de cette espèce. On a ainsi obtenu une VCT de 1 000 mg/kg d'aliments. Des renseignements supplémentaires sont présentés dans le tableau 7 du rapport et l'annexe 2 du document d'appui (Environnement Canada, 2008).

4.4.2 PCCM

A - Organismes aquatiques pélagiques

Au cours d'une étude de toxicité chronique de 21 jours portant sur Daphnia, Thompson et al. (1997) ont obtenu une CMEO de 18 000 ng/L et une CSEO de 10 000 ng/L pour une diminution du nombre de rejetons vivants et la longueur des parents. Cette CMEO est la plus faible valeur de toxicité pour les organismes aquatiques.

B - Organismes benthiques

La valeur la plus faible pour la toxicité des sédiments due aux PCCM est la CMEO pour la croissance obtenue d'une étude de 28 jours sur l'amphipode Hyalella azteca et pour laquelle on a utilisé des sédiments contenant 5 % de carbone organique (Thompson et al., 2003). Comparativement aux témoins exposés au solvant, une réduction statistiquement significative (p = 0,05) du poids sec moyen des survivants du groupe traité a été notée à partir de la concentration d'exposition de 270 mg/kg de poids sec.

C - Organismes terricoles

La valeur la plus faible pour la toxicité chez les organismes terricoles est la CMEO chronique (28 jours) de 383 mg/kg-p.s. pour la reproduction des vers de terre dans un sol à teneur en carbone organique de 2 % (Thompson et al., 2001a).

D- Mammifères

La dose la plus faible ayant un effet observé chez les mammifères est la DMENO de 4,2 mg/kg-p.c. par jour pour de légers effets sur le rein et la thyroïde de rats femelles au cours d'une étude par exposition alimentaire d'une durée de 13 semaines (Poon et al., 1995). Une transposition d'échelle interspécifique fondée sur des données pour une loutre adulte type a été faite pour extrapoler les résultats à une concentration dans la nourriture de cette espèce. La VCT ainsi obtenue est de 42 mg/kg de nourriture. Des renseignements supplémentaires sont présentés dans le tableau 7 du rapport et l'annexe 2 du document d'appui.

4.4.3 PCCL

4.4.3.1 PCCL (C18-20 liquides)
A - Organismes aquatiques pélagiques

Une étude de toxicité chronique de 21 jours chez Daphnia magna a été réalisée par Frank (1993) et Frank et Steinhäuser (1994). La valeur de toxicité aquatique la plus faible pour les PCCL C18-20 liquides est la CMEO de 21 jours (chronique) de 68 000 ng/L.

B - Organismes terricoles

Il n'y a pas d'étude de la toxicité des formes liquides ou solides des PCCL pour les plantes terrestres, les vers de terre ou d'autres organismes terricoles. Une méthode de partage à l'équilibre (Di Toro et al., 1991) fondée sur le paramètre de mesure le plus sensible déterminé pour une espèce pélagique d'eau douce (68 000 ng/L) a donc été utilisée pour estimer la toxicité des PCCL C18-20 liquides pour les organismes terricoles. La CMEOsol de ces substances a été estimée à 2 035 mg/kg de poids sec pour un sol contenant 2 % de carbone organique (Environnement Canada, 2008).

4.4.3.2 PCCL (C>20 liquides)

Il n'y a pas de données pertinentes sur l'exposition aux PCCL C>20 liquides ou sur leur toxicité pour les organismes pélagiques, benthiques ou terricoles.

A - Mammifères

La DMENO la plus faible obtenue au cours d'une étude de 90 jours et d'une étude de deux ans portant sur des rats dont la nourriture contenait des PCCL C>20 (teneur massique en chlore de 43 %) a été de 100 mg/kg-p.c. par jour (Serrone et al., 1987; Bucher et al., 1987; NTP, 1986). Cette DMENO était la plus faible valeur de toxicité. Les principaux effets avaient trait au foie et ont été notés aux plus faibles concentrations utilisées pour les deux études. Une transposition d'échelle interspécifique fondée sur des données pour une loutre adulte type a été faite pour extrapoler les résultats à une concentration dans la nourriture de cette espèce. La VCT ainsi obtenue est de 1 000 mg/kg de nourriture. Des renseignements supplémentaires sont présentés dans le tableau 7 du rapport et l'annexe 2 du document d'appui.

4.4.3.3 PCCL (C>20 solides)

Il n'y a pas de données pertinentes sur l'exposition aux PCCL C>20 solides ou sur leur toxicité pour les organismes pélagiques, benthiques ou terricoles.

A - Mammifères

Serrone et al. (1987) ont signalé une DMENO pour des lésions hépatiques chez des rats femelles après administration par gavage d'une autre PC à chaîne longue (C20-30, 43 % de chlore) au cours d'une étude de 90 jours. On a aussi observé une faible néphrose du rein chez les rats mâles ainsi qu'une minéralisation du rein chez les rats femelles à qui on avait administré une dose de 3 750 mg/kg-p.c. par jour. Une DSEO n'a pu être déterminée pour les femelles (DMEO = 100 mg/kg de nourriture). Une transposition d'échelle interspécifique fondée sur des données pour une loutre adulte type a été faite pour extrapoler les résultats à une concentration dans la nourriture de cette espèce. La VCT ainsi obtenue est de 100 mg/kg de nourriture. Des renseignements supplémentaires sont présentés dans le tableau 7 du rapport et l'annexe 2 du document d'appui.

4.5 Potentiel d'effets environnementaux nocifs

Le potentiel d'effets environnementaux nocifs peut être estimé quantitativement à l'aide du quotient de risque (QR). Il y a possibilité d'un risque lorsque le QR est supérieur à un (dans le présent cas, lorsque la valeur estimée de l'exposition, ou VEE, est supérieure à la valeur estimée sans effet observé, ou VESEO).

Il est cependant admis que les méthodes standards peuvent sous-estimer le risque que présentent les substances persistantes et bioaccumulables, comme les PCCC, les PCCM et les PCCL C18-20. Par exemple, comme il peut s'écouler plusieurs décennies avant que les concentrations de substances persistantes dans les sédiments ou le sol n'atteignent des valeurs stables, les VEE fondées sur les données de surveillance seront trop faibles si ces concentrations n'ont pas été atteintes. De façon analogue, comme l'atteinte de concentrations stables maximales de substances persistantes et bioaccumulables dans les tissus d'animaux de laboratoire peut prendre beaucoup de temps, les VESEO fondées sur les essais de toxicité standards pourront sous-estimer le seuil des effets si la durée des essais est insuffisante pour l'atteinte de ces concentrations dans les organismes. De plus, la nourriture étant généralement la principale voie d'exposition aux substances persistantes et bioaccumulables sur le terrain, surtout pour les prédateurs des niveaux trophiques supérieurs, les VESEO peuvent sous-estimer le seuil des effets si la voie alimentaire n'est pas prise en compte dans les études clés de la toxicité. Ces facteurs sont exacerbés lorsque les données disponibles sur les effets et l'exposition sont limitées, comme c'est le cas pour les paraffines chlorées.

Des quotients de risque ont été calculés pour les PCCC, les PCCM, les PCCL C18-20 et les PCCL C>20 (tableau 7). Une VEE a été choisie, sur la base de données empiriques, pour chaque catégorie de récepteurs à risque (les organismes pélagiques, benthiques, etc.). La concentration maximale signalée sur le terrain, qui est pertinente à l'environnement canadien, a été utilisée comme VEE. On a donné préséance à l'utilisation des concentrations des substances chimiques dans l'environnement canadien comme VEE, mais des données obtenues ailleurs dans le monde ont été utilisées en l'absence de données canadiennes fiables. Ces points sont analysés en plus de détails dans la section 8.2 du document d'appui (Environnement Canada, 2008). Une VESEO a été obtenue en divisant la valeur critique de toxicité (VCT) par un facteur d'évaluation. La VCT, dont une description détaillée est présentée dans la section 8.0 du document d'appui (Environnement Canada, 2008), représente normalement la plus faible valeur d'écotoxicité chronique tirée d'un ensemble de données disponibles et acceptables. Un facteur d'évaluation est utilisé pour réduire la VCT afin de tenir compte de l'extrapolation à partir d'un ensemble de données parfois limité sur les effets chez les organismes de laboratoire, et pour estimer le seuil des effets chez des espèces vulnérables sur le terrain. Il est à noter qu'un facteur d'évaluation supplémentaire n'a pas été utilisé pour tenir compte de la tendance des QR habituels à sous-estimer le potentiel d'effets nocifs des substances persistantes et bioaccumulables. Les résultats obtenus sont résumés dans le tableau 7.

Nous ne disposons pas de concentrations de PCCL C18-20 liquides dans des sédiments représentatifs des milieux naturels canadiens. Il n'y avait pas non plus de données de toxicité pour les effets des PCCL C18-20 liquides sur les consommateurs secondaires. Les quotients de risque ne pouvaient donc pas être calculés pour l'exposition des organismes benthiques et des consommateurs secondaires. En outre, il n'existe pas de données pertinentes sur l'exposition et la toxicité pour les PCCL C>20 liquides et solides en ce qui a trait aux organismes pélagiques, benthiques ou terricoles. Des quotients de risque n'ont donc pas été calculés pour ces groupes.

Tableau 7 (PCCC) : Liste des valeurs estimées de l'exposition (VEE), des valeurs critiques de toxicité (VCT), des facteurs d'évaluation (FE) et des valeurs estimées sans effet observé (VESEO) utilisés pour le calcul des quotients de risque (QR)
Organismes VEE VCT FE VESEO QR
(VEE/VESEO)
Pélagiques 44,8Note de bas de page a.5 ng/L 8 900Note de bas de page b ng/L 10 (lab./terrain) 890 ng/L 0,05
Benthiques 0,41Note de bas de page c mg/kg 35,5Note de bas de page d mg/kg 10 (lab./terrain) 3,55 mg/kg 0,12
Terricoles 0,64Note de bas de page e mg/kg 660Note de bas de page d mg/kg 10 (lab./terrain) 66,0 mg/kg 0,01
Consommateurs
secondaires
2,63Note de bas de page f mg/kg 1 000Note de bas de page g mg/kg
de nourriture
100 (lab./terrain et
variation
interspécifique)
10 mg/kg 0,26
Tableau 7 (PCCM) : Liste des valeurs estimées de l'exposition (VEE), des valeurs critiques de toxicité (VCT), des facteurs d'évaluation (FE) et des valeurs estimées sans effet observé (VESEO) utilisés pour le calcul des quotients de risque (QR)
Organismes VEE VCT FE VESEO QR
(VEE/VESEO)
Pélagiques 0,0026Note de bas de page h ng/L 18 000Note de bas de page i ng/L 10 (lab./terrain) 1 800 ng/L 0,0000014
Benthiques 65,1Note de bas de page j mg/kg 270Note de bas de page k mg/kg 10 (lab./terrain) 27 mg/kg 2,40
Terricoles 31,0Note de bas de page l mg/kg 383Note de bas de page m mg/kg 10 (lab./terrain) 38,3 mg/kg 0,81
Consommateurs
secondaires
0,904Note de bas de page n mg/kg 42Note de bas de page o mg/kg
de nourriture
100 (lab./terrain et
variation
interspécifique)
0,42 mg/kg 2,15
Tableau 7 (PCCL C 18-20 liquides) : Liste des valeurs estimées de l'exposition (VEE), des valeurs critiques de toxicité (VCT), des facteurs d'évaluation (FE) et des valeurs estimées sans effet observé (VESEO) utilisés pour le calcul des quotients de risque (QR)
Organismes VEE VCT FE VESEO QR
(VEE/VESEO)
Pélagiques 100Note de bas de page p ng/L 68 000Note de bas de page q ng/L 10 (lab./terrain) 6 800 ng/L 0,02
Terricoles 3,1Note de bas de page r mg/kg 2 035Note de bas de page s mg/kg 10 (lab./terrain) 203,5 mg/kg 0,02
Tableau 7 (PCCL C >20 liquides) : Liste des valeurs estimées de l'exposition (VEE), des valeurs critiques de toxicité (VCT), des facteurs d'évaluation (FE) et des valeurs estimées sans effet observé (VESEO) utilisés pour le calcul des quotients de risque (QR)
Organismes VEE VCT FE VESEO QR
(VEE/VESEO)
Consommateurs
secondaires
0,0465Note de bas de page t mg/kg 1 000Note de bas de page u mg/kg 10 (lab./terrain) 100 mg/kg 0,0005
Tableau 7 (PCCL C >20 solides) : Liste des valeurs estimées de l'exposition (VEE), des valeurs critiques de toxicité (VCT), des facteurs d'évaluation (FE) et des valeurs estimées sans effet observé (VESEO) utilisés pour le calcul des quotients de risque (QR)
Organismes VEE VCT FE VESEO QR
(VEE/VESEO)
Consommateurs
secondaires
0,0465Note de bas de page v mg/kg 100Note de bas de page w mg/kg 10 (lab./terrain) 100 mg/kg 0,000465

Seulement deux des 12 quotients de risque calculés étaient supérieurs à un. Le quotient de risque des PCCM pour les organismes benthiques (QR = 2,40) et celui pour les consommateurs secondaires (QR = 2,15) indiquent qu'elles présentent un risque pour ces récepteurs. Les limites des données sur l'exposition et les effets mentionnées plus haut et expliquées de façon plus détaillée dans la section 8.2 du document d'appui font que l'absence de QR supérieurs à un pour les PCCC et les PCCL C18-20 ne prouve pas que ces substances persistantes et bioaccumulables ne causent pas d'effets écologiques nocifs.

Comme les données disponibles sur les PCCL C>20 sont très limitées, il n'a été possible de calculer qu'un QR pour chacun des sous-groupes (solides et liquides). Les QR obtenus sont très faibles, mais il y a possibilité, ici aussi, d'une sous-estimation des valeurs maximales du risque, notamment à cause des limites de l'information sur les concentrations dans l'environnement à proximité de sources ponctuelles d'intérêt (section 8.2 du document d'appui).

Les faits démontrant qu'une substance est fortement persistante et bioaccumulable au sens du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999), lorsqu'ils sont renforcés par un potentiel de rejet dans l'environnement et de toxicité pour les organismes, constituent une forte indication d'un potentiel d'effets écologiques nocifs à long terme. Les substances persistantes demeurent longtemps dans l'environnement, ce qui accroît l'ampleur et la durée de l'exposition. Le rejet de petites quantités de substances bioaccumulables peut donner lieu à des concentrations internes élevées chez les organismes exposés. Les substances fortement bioaccumulables et persistantes sont particulièrement préoccupantes, car elles peuvent faire l'objet d'une bioamplification dans les réseaux trophiques qui donne lieu à des expositions internes très élevées, surtout chez les prédateurs des niveaux trophiques supérieurs.

Les PCCC, les PCCM et les PCCL C18-20 sont jugées à la fois fortement persistantes et bioaccumulables. Selon les éléments d'information limités disponibles, les PCCL C>20 ne sont pas bioaccumulables, bien qu'elles soient persistantes.

Des faits (dont certaines données de surveillance) montrent aussi que des PCCC, des PCCM et des PCCL C18-20 sont rejetées dans l'environnement canadien et qu'elles ont le potentiel d'être nocives pour des organismes aquatiques vulnérables à des concentrations relativement faibles (CSEO chronique < 100 ng/L chez les organismes pélagiques).

À la lumière de ces faits, il est conclu que les PCCC, les PCCM et les PCCL dont la chaîne carbonée peut contenir jusqu'à 20 atomes de carbone peuvent causer des effets nocifs écologiques à long terme au Canada.

4.6 Incertitudes relatives à l'évaluation du risque écologique

La présente évaluation des risques comporte plusieurs sources d'incertitudes. Les incertitudes de l'évaluation de l'exposition et des effets influent sur la caractérisation des risques. Une brève analyse de ces incertitudes est présentée ci-après. Des détails supplémentaires sont donnés dans la section 8.2 du document d'appui.

4.6.1 Calcul de l'exposition, des effets et du quotient de risque

En l'absence de données canadiennes sur l'exposition, les données d'autres pays ont été utilisées comme VEE et supposées représentatives des conditions au Canada. Les concentrations de PC dans divers milieux n'étaient souvent disponibles que pour certaines régions et n'étaient représentatives que de courtes périodes, cela tant au Canada qu'à l'étranger. On ne connaît donc pas les variations temporelles et spatiales des concentrations des PC. En outre, il était fréquent qu'on ne dispose pas de concentrations pour les milieux proches de sources ponctuelles possibles, comme les installations de travail des métaux (principale source de PC) et d'installations de formulation ou de fabrication où des PC sont utilisées.

Les incertitudes relatives à l'information sur la toxicité ayant servi à déterminer les VESEO utilisées pour la présente évaluation sont :

  • l'utilisation d'une méthode de partage à l'équilibre pour estimer la toxicité des PCCC et des PCCL pour les organismes benthiques et terricoles;
  • l'absence d'essais de toxicité aquatique pour les PCCL C>20 solides, notamment chez les daphnidés, espèce qui s'est avérée la plus sensible aux PCCC, au PCCM et aux PCCL liquides;
  • l'utilisation pour tous les essais de toxicité chez les poissons de concentrations supérieures à la solubilité des substances dans l'eau.

On n'a pas utilisé de facteurs d'évaluation supplémentaires pour tenir compte de ces limites au moment de la détermination des VESEO à partir des VCT.

Étant donné ces limites, et le fait que les risques que posent les substances persistantes et bioaccumulables sont généralement sous-estimés par les méthodes d'évaluation standards, les risques pour l'environnement que représente l'exposition aux PCCC, aux PCCM et aux PCCL C18-20 au Canada ont sans doute été sous-estimés par le calcul des quotients de risque, surtout à proximité des sources industrielles. En ce qui a trait aux PCCL C>20, les limites des données disponibles sur l'exposition et les effets signifient que les risques pour les consommateurs secondaires ont sans doute été sous-estimés et que les risques pour les autres types d'organismes ne peuvent aucunement être estimés.

4.6.2 Caractère persistant et bioaccumulable et incidences sur les risques

Les renseignements sur les propriétés physiques des PCCM et, plus particulièrement, sur celles des PCCL, sont limités. Les valeurs utilisées pour cette évaluation reposent sur des extrapolations surtout faites à partir des PCCC, ou sur des RQSA. L'analyse des PCCC et des PCCM présentes dans des carottes de sédiments et les calculs connexes constituent des éléments probants de la persistance de ces substances dans l'environnement. Il n'y a pas de données sur la persistance des PCCL dans les sédiments, mais les données sur la biodégradation indiquent une augmentation de la stabilité correspondant à l'allongement de la chaîne carbonée et il est donc raisonnable de conclure que les PCCL sont persistantes dans les sédiments.

Les données empiriques et modélisées sur la bioaccumulation des PCCC et des PCCM sont très robustes et montrent que ces substances sont bioaccumulables. Il n'y a pas de données empiriques sur la bioaccumulation des PCCL, mais les résultats de l'application du modèle modifié de Gobas pour le FBA, qui indiquent que, de tous les congénères des PCCL, seuls les congénères C18-20 liquides présentent un potentiel de bioaccumulation appréciable, sont jugés fiables.

Enfin, si l'on conclut à la possibilité d'effets écologiques nocifs découlant d'une extrapolation fondée sur le caractère persistant et bioaccumulable d'une substance, il faut s'attendre à faire face à certaines incertitudes. Mais étant donné que les substances persistantes et bioaccumulables ont la possibilité de causer des effets nocifs étendus difficiles à inverser, il est justifié d'adopter une méthode d'évaluation fondée sur la prudence.

Détails de la page

Date de modification :