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ARCHIVÉE - Ébauche d'évaluation préalable du hexabromocyclododécane (HBCD)

Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

La demi-vie prévue pour la dégradation de l'HBCD dans l'atmosphère causée par la réaction avec les radicaux hydroxyles est de 2,13 jours (AOPWIN, 2000).

L'HBCD ne devrait pas subir d'hydrolyse dans l'environnement, en raison d'un manque de groupes fonctionnels hydrolysables et d'une faible hydrosolubilité (Harris, 1990; ACC, 2002). La Velsicol Chemical Corporation (1979) a mené une expérience sur l'hydrolyse en utilisant le produit commercial appelé Firemaster 100. Aucune hydrolyse importante ne s'est produite au cours de la période d'essai de 39 jours.

Le MITI (1992) a observé une biodégradation d'à peine 1 % sur une période de 28 jours dans le cadre d'un essai de biodégradation immédiate effectué pour l'HBCD. Les résultats indiquent que la demi-vie de dégradation ultime de l'HBCD dans l'eau est probablement sensiblement supérieure à 182 jours (plus de cinq ans si on suppose une cinétique de dégradation de premier ordre) et que, par conséquent, la substance sera probablement persistante dans l'environnement. De même, aucune biodégradation n'a été observée lors de l'essai de biodégradation immédiate de 28 jours effectué sur un échantillon composite d'HBCD (pureté de 93,6 %) qui comprenait un isomère α à 6,0 %, un isomère ß à 8,5 % et un isomère γ à 79,1 % (CMABFRIP, 1996; ACC, 2002).

Même s'il existe des données expérimentales sur la biodégradation de l'HBCD dans l'eau, des estimations modélisées tirées des relations quantitatives structure-activité ont également été prises en considération (Environnement Canada, 2007; voir le tableau 3). Le sous-modèle 4 du modèle BIOWIN (2000) prévoit que l'HBCD se prête bien à la dégradation primaire (demi-vie = 182 jours). Cependant, en ce qui a trait à la dégradation ultime, le sous-modèle 3 prévoit que l'HBCD se biodégrade lentement. D'après le modèle BIOWIN (2000), les sous-modèles 5 et 6 (deux modèles de biodégradation ultime) prévoient aussi une faible probabilité de biodégradation rapide. Le modèle canadien CPOP (2008), qui prévoit une biodégradation ultime, estime une demande biochimique en oxygène (DBO) de seulement 0,1 %, ce qui indique encore une biodégradation très lente. Lorsque les résultats des essais empiriques de biodégradation immédiate sont comparés aux données modélisées, il semble probable que l'HBCD subisse une certaine forme de biodégradation primaire dans l'eau, mais que la durée de biodégradation ultime pourrait dépasser 182 jours, ce qui laisse supposer que la substance est persistante dans ce milieu. De même, tel qu'il est mentionné ci-dessous, des preuves indiquent la formation d'un produit de transformation stable et éventuellement persistant, soit le cyclododéca-1,5,9-triène.

L'ACCBFRIP (2003b) et Davis et al. (2005) ont examiné la dégradabilité de l'HBCD en utilisant les microcosmes et les sols aérobies et anaérobies de l'eau et des sédiments. Les demi-vies de dégradation étaient de 11 et 32 jours dans les microcosmes aérobies, de 1,1 et 1,5 jour dans les microcosmes anaérobies, et de 6,9 jours dans le sol anaérobie. Aucun produit de dégradation n'a été décelé dans les sédiments, l'eau sus-jacente ou l'espace libre des microcosmes. Dans son analyse de l'étude, le rapport d'évaluation des risques de l'Union européenne (EURAR, 2008) précisait que la récupération d'HBCD dans les récipients d'essai variait de 33 à 125 %, la plupart des récupérations étant inférieures à 70 %. Un pic chromatographique interférant avec les caractéristiques semblables à celle de l'isomère gamma (γ)-HBCD était également présent dans un des deux échantillons de sédiments de rivière, ce qui indiquait une contamination possible de l'échantillon par de l'HBCD. En outre, la très faible concentration initiale d'HBCD a donné, au terme de l'essai, des concentrations de diastéréo-isomères α et ß inférieures aux limites de détection. Ainsi, la quantification n'était possible que pour l'isomère γ, et aucun renseignement n'est disponible au sujet du devenir des isomères alpha (α)-HBCD et bêta (ß)-HBCD. Ce fait est particulièrement important compte tenu des preuves de prépondérance de l'isomère α dans le biote, ce qui semble indiquer que cet isomère peut avoir une plus grande stabilité environnementale (voir la section Bioaccumulation ci-dessous). Comme aucun produit de dégradation, ni même du dioxyde de carbone, n'a été décelé dans le cadre de l'étude, les processus biotiques ne pouvaient pas être liés de manière concluante à la disparition rapide observée de l'HBCD. Par conséquent, les résultats sont exprimés en périodes de disparition plutôt qu'en taux de biodégradation (EURAR, 2008).

Dans une étude de grande qualité, l'EBFRIP (2004b) et Davis et al. (2006) ont examiné la biodégradation de l'HBCD dans les boues activées et les boues de digestion, les sédiments de rivière et les sols de surface. Les objectifs de l'étude ont mis l'accent sur la détermination des voies et des produits de dégradation, et les demi-vies de la transformation n'ont pas été signalées pour les divers milieux d'essai. Une transformation considérable s'est produite dans les boues de digestion anaérobies ainsi que dans les microcosmes aérobies et anaérobies des sédiments d'eau douce. Les taux de dégradation étaient plus lents dans les échantillons de boues activées, et aucune dégradation de l'HBCD n'a été observée dans les microcosmes des sols aérobies. Le tétrabromocyclododécène, le dibromocyclododécadiène et le cyclododéca-1,5,9-triène ont été relevés comme produits de biotransformation primaire, ce qui démontre que la dégradation de l'HBCD dans l'environnement peut se produire par un processus de débromation séquentielle.

Gerecke et al., 2006 ont signalé une demi-vie de dégradation de 0,66 jour pour l'HBCD technique incubé avec des boues d'épuration digérées dans des conditions anaérobies. Les isomères ß-HBCD et γ-HBCD se sont dégradés plus rapidement que l'isomère α-HBCD; ainsi, les chercheurs en ont conclu que les taux de dégradation différentiels peuvent contribuer à l'enrichissement relatif de l'isomère α-HBCD observé dans les échantillons de biote. Les constatations de l'étude étaient contradictoires par rapport à celles de l'EBFRIP (2004b), selon lesquelles il n'existait aucune différence entre le comportement de transformation des trois isomères.

Aucun renseignement n'a été trouvé sur les propriétés de dégradation et la toxicité du tétrabromocyclododécène et du dibromocyclododécadiène. Par contre, certaines données limitées sont disponibles pour le cyclododéca-1,5,9-triène, produit final de la débromation. La substance est classée comme n'étant pas immédiatement biodégradée; on observe un taux de biodégradation de seulement 1 % dans l'essai normalisé de biodégradation immédiate de 28 jours (du Pont, 2003). Bridié et al. (1979a, 1979b) ont mesuré une DBO de 0,02 g/g et une CL50 (concentration létale médiane) de 4 mg/L sur 24 heures pour le cyprin doré (Carassius auratus), ce qui indique que le cyclododéca-1,5,9-triène résiste à l'oxydation microbienne et qu'il peut être toxique pour les espèces aquatiques. D'autres données mesurées et estimées soutiennent la constatation selon laquelle la substance présente un risque élevé pour les organismes aquatiques. Par exemple, le NITE (2002) enregistre une CL50 de 0,166 mg/L sur 48 heures pour le poisson de rizière (Oryzias latipes) et ECOSAR (2009) prévoit que le niveau de toxicité aiguë pour les organismes aquatiques est inférieur à 1 mg/L (c.-à-d., CL50 = 0,104 mg/L sur 96 heures pour le poisson; CL50= 0,098 mg/L sur 48 heures pour la daphnie; CE50 = 0,214 mg/L sur 96 heures pour les algues vertes; voir l'annexe A). Des données du NITE (2002) indiquent également que la substance démontre un potentiel de bioconcentration élevé; les valeurs de facteur de bioconcentration (FBC) mesurées chez la carpe vont de 2 360 à 12 500 et de 1 920 à 14 800, après une exposition pendant 10 semaines à 0,01 et 0,001 mg/L, respectivement. À l'aide du modèle de bioaccumulation d'Arnot et de Gobas (2003), les valeurs de FBC calculées pour le cyclododéca-1,5,9-triène vont de 9 813 (correction adaptée à la transformation métabolique) à 18 620 L/kg (sans transformation métabolique), et les valeurs de facteur de bioaccumulation (FBA) vont de 66 360 (correction adaptée à la transformation métabolique) à 177 828 (sans transformation métabolique; voir l'annexe A). L'amélioration de l'essai de biodégradation aérobie immédiate à l'aide de l'isomère (1-trans, 5-trans, 9-trans)-cyclododéca-1,5,9-triènea permis de déterminer que même si la substance ne se biodégrade pas immédiatement, elle subira une biodégradation primaire à la fin d'une phase de latence d'environ 14 jours (EBFRIP, 2006). Dans le cadre de l'étude, il a été impossible d'obtenir des résultats concluants sur la minéralisation complète. Une étude menée ultérieurement dans des conditions semblables, en utilisant de plus faibles concentrations (Davis, 2006), a permis de documenter la formation du dioxyde de carbone au cours d'une période d'essai de 77 jours, ce qui indique que la minéralisation de la substance s'est produite dans les conditions de l'étude. Bien que la présente étude fournisse des preuves selon lesquelles le cyclododéca-1,5,9-triène subira une biodégradation dans les conditions de l'essai amélioré de biodégradation aérobie immédiate, des renseignements sont nécessaires au sujet du potentiel de biodégradation dans des conditions de faible teneur en oxygène, car ces conditions prévalent dans les couches inférieures du sol et dans les sédiments où l'HBCD a tendance à se répartir. Par ailleurs, la minéralisation complète de l'HBCD n'a pas encore été démontrée, ce qui indique que les produits de dégradation comme le cyclododéca-1,5,9-triène demeurent stables dans certaines conditions de l'étude. D'après les renseignements disponibles, le cyclododéca-1,5,9-triène est considéré comme potentiellement persistant dans l'environnement.

Des études menées sur des carottes de sédiments en Europe et au Japon ont révélé des concentrations d'HBCD dans des couches sédimentaires qui datent des années 1960 et 1970 (Remberger et al., 2004; Minh et al., 2007; Kohler et al., 2008; Tanabe, 2008). Remberger et al. (2004), par exemple, ont mesuré des concentrations d'HBCD dans des couches sédimentaires âgées d'environ 30 à 40 ans prélevées dans des carottes de l'archipel de Stockholm; ces concentrations, qui contenaient de 25 à 33 % d'HBCD, ont été observées dans la couche supérieure des carottes. Les études précitées indiquent que la demi-vie de dégradation sur le terrain n'est pas aussi courte que pourraient l'indiquer des études de simulation de la dégradation (ACCBFRIP, 2003b; EURAR, 2008).

Pour résumer, les données sur l'HBCD dans les sédiments indiquent que la substance y est persistante. La demi-vie de dégradation primaire est relativement longue, mais probablement inférieure à 365 jours. Cependant, selon un rapport d'extrapolation de 1:4 pour l'eau et les sédiments, la demi-vie de dégradation ultime est probablement sensiblement supérieure à 365 jours (Boethling et al., 1995). En outre, les mesures effectuées sur des carottes de sédiments indiquent que la dégradation dans l'environnement peut être de l'ordre de plusieurs années, voire de plusieurs décennies. D'après les renseignements recueillis à ce jour sur les produits de dégradation de l'HBCD, on s'attend à que ceux-ci soient bioaccumulables et toxiques, comme l'HBCD lui-même.

L'ACCBFRIP (2003c) a également examiné la dégradation de l'HBCD dans les microcosmes de sols aérobies et anaérobies. Une diminution moyenne du taux d'HBCD de 75 % a été observée dans les microcosmes de sols aérobies au cours de la période d'essai de 119 jours. Dans le système d'essai anaérobie, le taux d'HBCD a diminué de 92 % au cours de la période de 21 jours dans les microcosmes d'essai. Les résultats de l'étude ont révélé une demi-vie de dégradation de 63 et 6,9 jours dans les sols aérobies et anaérobies, respectivement. Aucun produit de dégradation n'a été décelé dans le sol ou l'espace libre des microcosmes. Comme pour l'étude sur les microcosmes d'eau et de sédiments décrite ci-dessus, il a été noté dans l'EURAR (2008) que seul l'isomère γ a été quantifié; dès lors, cette étude ne renseigne aucunement sur le devenir des isomères α-HBCD et ß-HBCD dans le sol. De plus, un seul type de sol a fait l'objet d'essais; il est donc difficile d'évaluer la représentativité de la demi-vie déterminée en regard des conditions dans l'environnement. Enfin, à défaut de produits de transformation définis, le mécanisme expliquant la disparition de l'HBCD reste vague; il peut être causé en partie par l'absorption au sol, si on considère les grandes différences observées entre les concentrations mesurées et nominales de l'HBCD dans le sol au début de l'essai (EURAR, 2008).

L'absence d'une observation de dégradation de l'HBCD dans les microcosmes de sols aérobies de l'EBFRIP (2004b) s'oppose de façon marquée aux résultats obtenus par l'ACCBFRIP (2003c). Ce dernier a signalé une demi-vie de dégradation de 63 jours dans les sols aérobies. Les substances d'essai utilisées dans les deux études avaient une composition comparable, mais l'EBFRIP (2004b) a utilisé une dose plus élevée et la substance d'essai qu'il a utilisée contenait une proportion accrue de l'isomère γ, c'est-à-dire une composition plus proche de celle du produit commercial courant. Les échantillons de sols ont été prélevés à différents moments de l'année (en avril pour l'ACCBFRIP, 2003c, et en novembre pour l'EBFRIP, 2004b), au même site dans le Dakota du Nord (EBRIP, 2004b), et les périodes d'exposition étaient comparables (119 et 112 jours). La période de stabilisation plus longue avant l'essai de 35 jours utilisée dans l'étude de l'ACCBFRIP (2003c) peut avoir donné lieu à une population microbienne plus stable au début de l'essai. Par contre, la période de 15 jours utilisée par l'EBFRIP (2004b) respectait la fourchette de 2 jours à 4 semaines recommandée dans les lignes directrices de l'OCDE (OCDE, 2002). Une différence essentielle consistait en l'ajout de boues activées aux microcosmes de l'ACCBFRIP (2003c), une procédure visant à déterminer les résultats possibles de la dégradation après l'ajout de biosolides contenant de l'HBCD aux sols de surface au cours du traitement par épandage. Bien que l'ACCBFRIP (2003f) ait signalé une inhibition de près de 30 % des micro-organismes dans les boues activées après le traitement à l'HBCD, il est probable que la présence de ces organismes dans les microcosmes de sol de l'ACCBFRIP (2003c) ait fait augmenter considérablement le taux de dégradation comparativement à celui de l'EBFRIP (2004b).

Pour résumer la section sur les sols, les données existantes sur l'HBCD semblent indiquer que la substance est persistante dans le sol. D'après un rapport d'extrapolation de 1:1 pour l'eau et le sol, la demi-vie de biodégradation ultime de l'HBCD dans le sol est probablement supérieure à 182 jours (Boethling et al., 1995). Les taux de dégradation primaire semblent varier, mais ils peuvent également dépasser les 182 jours (EBFRIP, 2004b).

D'après les données empiriques et modélisées, l'HBCD répond aux critères de la persistance dans l'air, l'eau, le sol et les sédiments (demi-vie dans l'air ³ 2 jours, demi-vie dans le sol et l'eau = 182 jours, et demi-vie dans les sédiments = 365 jours) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Wania (2003) a employé une approche de modélisation pour évaluer le potentiel de transport atmosphérique à grande distance de l'HBCD et a conclu que, d'après les propriétés physiques et chimiques de la substance, il est peu probable qu'elle atteigne des régions éloignées. Lors d'une étude ultérieure, Brown et Wania (2008) ont défini l'HBCD comme un contaminant potentiel dans l'Arctique d'après une demi-vie prévue par oxydation atmosphérique supérieure à deux jours et des similitudes structurelles par rapport aux contaminants connus dans l'Arctique. La faible volatilité de l'HBCD entraîne probablement une adsorption considérable sur les particules atmosphériques et, de ce fait, le potentiel de transport atmosphérique à grande distance de l'HBCD peut dépendre du comportement de transport des particules atmosphériques sur lesquelles il s'adsorbe. L'HBCD a été mesuré dans des échantillons d'air, de sédiments et de biote prélevés dans des régions éloignées comme l'Arctique (p. ex., Remberger et al., 2004; Verrault et al., 2005, 2007a, 2007b; Muir et al., 2006; Evenset et al., 2007; Svendsen et al., 2007; Tomy et al., 2008). Comme il n'existe aucune preuve de production naturelle d'HBCD, ces données indiquent une contamination par des sources anthropiques. Bien que cette contamination puisse provenir d'une source locale, il est également possible que les constatations représentent des preuves selon lesquelles l'HBCD peut, dans certaines circonstances, subir un transport atmosphérique sur de grandes distances et vers des régions éloignées. D'après les renseignements disponibles, on considère que l'HBCD répond au critère de la persistance selon lequel il est susceptible de subir un transport atmosphérique à partir de sa source jusqu'à une région éloignée, comme l'énonce la LCPE (1999) (voir le tableau 4).

Une autre preuve de la persistance de l'HBCD réside dans son potentiel de bioamplification (voir la section ci-dessous : études menées par Morris et al., 2004; Tomy et al., 2004a; Law et al., 2006a). La présence de bioamplification constitue également une indication de la persistance de la substance dans l'environnement et d'une absence de métabolisme important, car pour subir une bioamplification considérable, une substance doit persister suffisamment longtemps pour être transférée d'un niveau trophique inférieur à un niveau trophique supérieur et elle ne doit pas faire l'objet d'une transformation métabolique.

Potentiel de bioaccumulation

Veith et al. (1979) ont mesuré un facteur de bioconcentration (FBC) de 18 sur 100 chez la tête-de-boule (Pimephales promelas), qui a été exposée pendant 32 jours à 0,0062 mg/L d'HBCD, tandis que le CMABFRIP (2000) a calculé des FBC se situant dans la fourchette de 4 650 à 12 866 chez la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss), après une exposition de 35 jours à 0,0034 mg/L d'HBCD.

Law et al. (2006b) et Law (2006) ont mesuré des facteurs de bioamplification (FBAmp) de 9,2, 4,3 et 7,2 pour les isomères α-HBCD, ß-HBCD et γ-HBCD, respectivement, en intégrant au régime des alevins de truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) des concentrations d'un seul isomère variant de 12 ng/g à 29 ng/g poids lipidique. La bioaccumulation de l'isomère γ-HBCD était linéaire, alors que celle des isomères α-HBCD et ß-HBCD a augmenté de façon exponentielle, avec des temps de doublement respectifs de 8,2 et 17,1 jours. Les isomères ß-HBCD et γ-HBCD ont suivi une cinétique de dépuration de premier ordre, avec une constante du taux de dépuration (kd) de 0,44 × 10-2 et de 0,48 × 10-2 j-1, respectivement, et une demi-vie calculée de 157 (±71) et 144 (±60) jours, respectivement. On n'a pas pu calculer une valeur kd et une demi-vie pour l'isomère α-HBCD, car la dépuration à partir du tissu musculaire n'a pas suivi un processus de premier ordre. L'efficacité d'assimilation de l'HBCD, calculée en comparant les concentrations mesurées chez le poisson à celles dans les aliments, était de 31,1, 41,4 et 46,3 % pour les isomères α, ß et γ, respectivement. Une bioisomérisation de l'HBCD a également été rapportée dans le cadre de l'étude, révélant des quantités statistiquement significatives de l'isomère α-HBCD mesuré dans le tissu musculaire de la truite exposée exclusivement à l'isomère γ. De même, les isomères α-HBCD et γ-HBCD étaient présents en quantités statistiquement significatives chez le poisson exposé seulement à l'isomère ß-HBCD. Les résultats laissent penser que les alevins de truite arc-en-ciel ont bioisomérisé les isomères ß-HBCD et γ-HBCD et qu'ils ont entraîné la formation préférentielle de l'isomère α. Ce dernier α semblait résister à la bioisomérisation chez cette espèce de poisson. La bioisomérisation sélective de l'HBCD peut sensiblement contribuer à la détermination du partage des isomères dans les organismes.

Tomy et al. (2004a) ont signalé une corrélation linéaire forte et positive entre les concentrations d'HBCD dans les tissus et le niveau trophique dans le réseau trophique pélagique du lac Ontario, ce qui prouvait que la bioaccumulation et la bioamplification se produisaient dans le réseau. Parmi les espèces soumises à l'étude, on comptait un prédateur de niveau trophique supérieur, le touladi (Salvelinus namaycush), ainsi que des proies comme le gaspareau (Alosa pseudoharengus), l'éperlan arc-en-ciel (Osmerus mordax), le chabot visqueux (Cottus cognatus), le mysidacé (Mysis relicta), l'amphipode (Diporeia hoyi) et des espèces de zooplancton comme les copépodes et les cladocères. Les FBAmp normalisés par rapport aux lipides dépassaient la valeur 1 pour la plupart des relations d'alimentation et ils étaient compris entre 0,4 et 10,8 pour l'isomère α et entre 0,2 et 9,9 pour l'isomère γ-HBCD. On n'a pas déterminé de FBAmp pour l'isomère ß dans le cadre de l'étude. On a calculé un facteur d'amplification trophique pour l'HBCD dans le réseau trophique en comparant les concentrations d'HBCD à celles de l'isotope 15 stable de l'azote (d15N). Les facteurs d'amplification trophique d'environ 0 semblent indiquer qu'une substance chimique parcourt le réseau trophique sans être bioamplifiée, alors que ceux dépassant le chiffre 1 révèlent une bioamplification (Broman et al., 1992; Fisk et al., 2001). Un facteur d'amplification trophique de 6,3 a été calculé pour l'HBCD; ce résultat est comparable à celui des substances connues qui subissent une bioamplification, par exemple les composés p,p'-DDE organochlorés persistants (6,1) et les biphényles polychlorés (5,7).

Law et al. (2006a) ont calculé des facteurs d'amplification trophique dans un réseau trophique pélagique du lac Winnipeg en utilisant du zooplancton, des moules (Lampsilis radiate), le doré jaune (Stizostedion vitreum), le grand corégone (Coregonus commersoni), le méné émeraude (Notropis atherinoides), la lotte (Lota lota), le meunier noir (Catostomus commersoni) et la laquaiche aux yeux d'or (Hiodon alosoides). Les facteurs d'amplification trophique pour les isomères α-HBCD, ß-HBCD et γ-HBCD étaient de 2,3, 2,3 et 4,8, respectivement, alors que celui de l'HBCD total était de 3,1. Chaque facteur de bioamplification le plus élevé, pris séparément, a été associé aux paires prédateur/proie suivantes : laquaiche aux yeux d'or/moule (8,2), lotte/méné émeraude (6,3), doré jaune/grand corégone (5,3), lotte/moule (5,0) et méné émeraude/plancton (5,0). Les résultats ont indiqué qu'une bioamplification avait lieu, mais à un taux inférieur à celui d'un réseau trophique comparable du lac Ontario (Tomy et al., 2004a).

La bioamplification de l'HBCD dans un réseau trophique de la mer du Nord a été évaluée en comparant les concentrations d'HBCD à divers niveaux trophiques chez des espèces (Morris et al., 2004). Les concentrations chez les prédateurs de niveau trophique supérieur tels que le marsouin commun (Phocoena phocoena) et le phoque commun (Phoca vitulina) étaient supérieures, de plusieurs ordres de grandeur, à celles mesurées chez les macro-invertébrés aquatiques comme l'étoile de mer (Asterias rubens) et le buccin commun du Nord (Buccinium undatum) recueillies dans la même région. De même, des concentrations élevées d'HBCD ont été décelées dans des échantillons hépatiques de Grand Cormoran (Phalacrocorax carbo), un oiseau prédateur de niveau trophique supérieur, ainsi que dans les œufs de la Sterne pierregarin (Sterna hirundo). On a trouvé des quantités intermédiaires chez la morue (Gadus morhua) et l'anguille jaune (Anguilla anguilla). Les résultats de l'étude ont été pris en considération pour indiquer la bioaccumulation et la bioamplification en remontant la chaîne alimentaire aquatique.

La Velsicol Chemical Corporation (1980) a signalé un métabolisme rapide de l'HBCD dans le sang, les muscles, le foie et les reins de rats auxquels on a administré, par voie orale, une seule dose de la substance radiomarquée. Les rats ont éliminé la substance principalement dans leurs selles (70 %) et leur urine (16 %), et 86 % du carbone radioactif ont été éliminés dans les trois jours qui ont suivi le dosage. La substance d'essai s'est répartie dans le corps tout entier, et les quantités les plus importantes étaient localisées dans les tissus adipeux, ensuite dans le foie, les reins, les poumons et les gonades. La concentration d'HBCD est demeurée presque inchangée dans les tissus adipeux. L'étude a permis de conclure que l'HBCD pouvait s'accumuler dans les tissus adipeux des rats après des expositions répétées.

Le CMABFRIP (2001) a examiné la présence de chaque diastéréo-isomère dans les tissus adipeux de rats ayant reçu une dose de 1 000 mg/kg de poids corporel par jour pendant une période allant jusqu'à 90 jours. Les concentrations de l'isomère α de l'HBCD ont dépassé celles des isomères ß-HBCD et γ-HBCD, et elles représentaient 65 à 70 % de la concentration totale d'HBCD présente dans les tissus. L'isomère γ-HBCD représentait 14 à 20 % de la concentration totale, alors que l'isomère ß en représentait 9 à 15 %. Ces résultats étaient nettement opposés aux proportions décelées dans la substance d'essai, qui contenait l'isomère γ à 84,5 %, l'isomère α à 8,9 % et l'isomère ß à 6,6 %. Les plus fortes concentrations dans les tissus ont été relevées le 89e jour de l'étude, et elles étaient invariablement plus élevées chez les rats femelles que chez les rats mâles.

Bien que des données empiriques sur la bioaccumulation de l'HBCD soient disponibles, on a également appliqué des modèles de relations quantitatives structure-activité (RQSA; Environnement Canada, 2007) à l'aide des modèles de prévision présentés dans le tableau 5. Les estimations modélisées vont d'environ 275 400 à 6 457 000 pour le FBA et de 20 400 à 24 000 pour le FBC.

D'après les données empiriques et modélisées, l'HBCD satisfait aux critères de la bioaccumulation (facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration de 5 000 ou davantage) énoncés par le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Évaluation de l'exposition de l'environnement

Même si les données canadiennes et nord-américaines sur l'exposition à l'HBCD sont limitées, on a détecté cette substance dans tous les milieux naturels de nombreuses régions du monde, les plus fortes concentrations ayant été décelées dans les zones urbaines et industrielles (tableaux 6 et 7).

Air

Des concentrations allant jusqu'à 0,011 ng/m3 ont été mesurées dans la phase particulaire d'échantillons atmosphériques prélevés en 2002 et en 2003 sur cinq sites allant du lac Michigan au Golfe du Mexique en passant par le Midwest américain (Hoh et Hites, 2005). D'après les similitudes observées entre la répartition spatiale des concentrations d'HBCD et de PBDE-209 (décabromodiphényléther), un polybromodiphényléther utilisé comme ignifugeant, les chercheurs ont supposé que le marché des ignifugeants bromés pourrait passer des produits de diphénylether à des produits d'HBCD (Hites et Hoh, 2005).

Des échantillons de précipitations prélevés dans le bassin des Grands Lacs contenaient jusqu'à 35 ng/L d'HBCD (Backus et al., 2005). Les trois principaux diastéréo-isomères ont été décelés, leur répartition moyenne étant de 77 %, 15 % et 8 % pour les isomères α-HBCD, ß-HBCD et γ-HBCD, respectivement.

Les concentrations européennes ont tendance à être supérieures à celles mesurées en Amérique du Nord. Remberger et al. (2004) ont analysé les concentrations d'HBCD dans les échantillons d'air et d'eau de pluie prélevés en 2000 et 2001 à divers endroits en Suède. Les concentrations atmosphériques à proximité de sources potentielles (p. ex., une usine de fabrication de polystyrène extrudé, un site d'enfouissement de déchets provenant d'activités de construction et de démolition, et une usine de textile) se situaient dans une fourchette comprise entre 0,013 ng/m3 et 1070 ng/m3, alors qu'à des stations urbaines à Stockholm, elles variaient entre 0,076 ng/m3 et 0,61 ng/m3. La plus forte concentration, soit 1 070 ng/m3, a été enregistrée près de l'orifice d'évacuation d'air d'un système de ventilation dans une usine de fabrication de polystyrène extrudé.

Eaux de surface

Law et al. (2006a) ont fait état d'une concentration moyenne de 0,011 ng/L en phase dissoute pour l'α-HBCD dans des échantillons d'eau de surface prélevés dans le bassin sud du lac Winnipeg en 2004. On n'a pas détecté d'isomère ß-HBCD et γ-HBCD (limite de détection : 0,003 ng/L). Les chercheurs ont fait remarquer que la détection de l'isomère α-HBCD seul dans les échantillons correspondait à son hydrosolubilité beaucoup plus importante (4,88 × 104 ng/L; voir le tableau 2) par rapport à celle des isomères ß (1,47 × 104 ng/L) et γ (2,08 × 103 ng/L). Les échantillons instantanés prélevés dans les couches sédimentaires superficielles provenant de la même région contenaient une concentration moyenne de 0,05 ng/g poids sec de l'isomère γ-HBCD. On n'a pas non plus décelé d'isomères α-HBCD et ß-HBCD dans les échantillons (limite de détection : de 0,04 ng/g pour les isomères ß- et γ-HBCD à 0,08 ng/g poids sec pour l'isomère α-HBCD). Les résultats confirmaient que l'isomère γ était le plus hydrophobe des trois isomères.

Dans le cadre d'une étude préliminaire, des échantillons d'eau de surface filtrée et de matières solides en suspension ont été prélevés en amont d'une station de traitement des eaux usées au Royaume-Uni. Les échantillons d'eau de surface filtrée contenaient 57 à 1 520 ng/L; on n'a trouvé d'HBCD (limite de détection : 50 ng/L) dans aucun échantillon prélevé à environ un kilomètre en aval de l'usine (Deuchar, 2002). Les concentrations d'HBCD décelées dans les matières solides en suspension des échantillons prélevés en amont allaient jusqu'à 1 310 ng/L, alors que l'unique échantillon prélevé en aval contenait 215 ng/L. Deux sites au Royaume-Uni considérés comme éloignés par rapport aux activités industrielles contenaient des concentrations comprises entre moins de 50 ng/L et 210 ng/L.

Sédiments

Marvin et al. (2004, 2006) ont mesuré les concentrations d'HBCD dans les sédiments en suspension prélevés le long de la rivière Détroit, soit du lac Sainte-Claire à son exutoire jusqu'au lac Érié, et ils ont déterminé que la présence de la substance était étroitement liée aux activités urbaines et industrielles. Les concentrations moyennes annuelles se situaient dans la fourchette de 0,012 à 1,14 ng/g poids sec; les concentrations les plus élevées se trouvaient en aval du secteur urbain entourant la ville de Détroit. Environ deux tiers des échantillons avaient des profils isomériques semblables à ceux trouvés dans les mélanges techniques commerciaux, ce qui montrait une concentration prépondérante d'isomère γ de l'HBCD, alors que les échantillons restants étaient dominés par l'isomère α. L'isomère ß était présent en concentrations beaucoup plus faibles, une constatation en accord avec sa prévalence inférieure dans les mélanges commerciaux. Les chercheurs ont conclu que la répartition de l'HBCD dans la rivière Détroit semblait fortement influencée par l'HBCD associé aux activités urbaines et industrielles le long des rives. En outre, la présence répandue de concentrations relativement faibles d'HBCD indique que les grandes zones urbaines peuvent servir de sources diffuses d'HBCD.

Quatre échantillons instantanés prélevés dans des couches sédimentaires superficielles en 2003 sur quatre sites du bassin sud du lac Winnipeg contenaient une concentration moyenne de γ-HBCD de 0,05 ng/g poids sec (Law et al., 2006a). On n'a pas décelé d'isomères α-HBCD et ß-HBCD dans les échantillons (limite de détection : de 0,04 ng/g pour les isomères ß et γ à 0,08 ng/g poids sec pour l'isomère α). Les chercheurs ont déclaré que les résultats confirmaient que l'isomère γ était le plus hydrophobe des trois isomères.

On a mesuré des concentrations d'HBCD de moins de 1,7 à 1 680 ng/g poids sec dans des sédiments fluviaux et estuariens prélevés entre 2000 et 2002 à divers endroits au Royaume-Uni (Morris et al., 2004). Les plus fortes concentrations ont été mesurées à proximité d'une usine de fabrication d'ignifugeants bromés située au nord-est de l'Angleterre; cette usine a fermé ses portes en 2003 et elle a été démolie en 2004 (EURAR, 2008). Dans le cadre de la même étude, on a examiné des sédiments de la région entourant l'Escaut occidental (aux Pays-Bas) et le bassin de l'Escaut (en Belgique). On a relevé des concentrations allant jusqu'à 950 ng/g poids sec dans les échantillons; les plus fortes d'entre elles ont été observées à proximité des activités industrielles. La plupart des échantillons contenaient des formes isomériques semblables à celles des formules commerciales, avec une prépondérance de l'isomère γ-HBCD. Dans certains cas, par contre, les sédiments contenaient des concentrations plus élevées des isomères α-HBCD et ß-HBCD. On a documenté la réorganisation thermique des isomères d'HBCD à des températures supérieures à 160 °C, qui entraîne la transformation de l'isomère γ-HBCD en isomère α-HBCD (Peled et al., 1995). Comme ces températures sont couramment employées dans les processus visant à intégrer l'HBCD dans une matrice polymérique, les chercheurs ont tenu compte de la présence de proportions plus élevées d'isomères α et ß dans les échantillons de sédiments afin d'indiquer l'utilisation de l'HBCD dans les activités de transformation telles que les applications liées aux polymères et aux textiles (Morris et al., 2004).

Sol

La documentation actuelle contient peu de renseignements sur les concentrations d'HBCD dans le sol. Quatre échantillons de sol mince (profondeur réelle non indiquée) prélevés à proximité d'une usine de fabrication de revêtements ignifugeants au Royaume-Uni en 1999 contenaient entre 18 700 et 89 600 ng/g poids sec d'HBCD (concentration moyenne de 62 800 ng/g poids sec; Dames et Moore, 2000a). Remberger et al. (2004) ont analysé des échantillons de sol prélevés en 2000 à des distances de 300, 500 et 700 mètres d'une usine suédoise reconnue pour la fabrication de polystyrène extrudé contenant de l'HBCD. Les concentrations d'HBCD dans les échantillons variaient entre 140 et 1 300 ng/g poids sec et elles diminuaient à mesure que l'on s'éloignait de l'usine.

Rejets d'effluents et sous-produits

Les revues scientifiques n'ont révélé aucune donnée pour l'Amérique du Nord au sujet des concentrations d'HBCD dans les produits de traitement des déchets.

Morris et al. (2004) ont examiné, en 2002, des échantillons prélevés dans le lixiviat de sites d'enfouissement situés au sud-est de l'Angleterre, en Irlande et aux Pays-Bas. On n'a pas décelé d'HBCD dans les échantillons prélevés au Royaume-Uni (limites de détection : 15 ng/L pour la phase dissoute et 3,9 ng/g poids sec pour la phase particulaire; de Boer et al., 2002). Par contre, dans les échantillons recueillis aux Pays-Bas, on a mesuré des concentrations d'HBCD allant de 2,5 à 36 000 ng/g poids sec (moyenne de 5 906 ng/g poids sec). La substance a été décelée seulement dans la phase particulaire, et l'isomère γ était prédominant dans les échantillons.

On a mesuré des concentrations d'HBCD de 3 et 9 ng/L dans deux échantillons de lixiviat prélevés en 2000 sur un site d'enfouissement de déchets de matériaux de construction et de démolition, à proximité de Stockholm (Remberger et al., 2004). 2004). Les sédiments du bassin de sédimentation du lixiviat contenaient des concentrations inférieures à la limite de détection de 0,1 ng/g poids sec.

On a mesuré des concentrations d'HBCD allant jusqu'à 29,4 ng/g poids sec (particules) et 24 ng/L (phase dissoute) dans des échantillons d'influents prélevés en 2002 dans cinq stations de traitement des eaux usées situées au sud-est de l'Angleterre (Morris et al., 2004). La substance n'a pas été décelée (limite de détection : 3,9 ng/g poids sec) dans les effluents, mais elle était présente à des concentrations comprises entre 531 et 2 683 ng/g poids sec (moyenne de 1 401 ng/g poids sec) dans les échantillons de boues prélevés sur les sites. L'isomère γ de l'HBCD était prédominant dans les échantillons, tandis que les isomères α-HBCD et ß-HBCD étaient présents en quantités inférieures et presque égales. Les chercheurs en ont déduit que les rejets d'HBCD issus de poussières contaminées, par exemple la poussière d'un bureau contenant des ignifugeants bromés, peuvent expliquer, du moins en partie, la présence de la substance dans les influents et les boues des stations de traitement des eaux usées.

Des échantillons de boues prélevés en 2000 dans 50 stations de traitement des eaux usées en Suède contenaient des concentrations d'HBCD allant de 3,8 à 650 ng/g poids sec (moyenne de 45 ng/g poids sec; Law et al., 2006c). Des concentrations plus élevées ont été observées dans des échantillons recueillis à proximité de sources connues ou soupçonnées, notamment des usines de textiles, des producteurs de polystyrène extrudé et une entreprise qui effectue le rembourrage de sièges automobiles.

Il y avait de l'HBCD dans les 19 échantillons prélevés dans 16 usines suisses de traitement des eaux usées de mai à juillet 2003 et en janvier 2005 (Kupper et al., 2008). Les concentrations dans les échantillons variaient de 39 à 597 ng/g poids sec; la concentration moyenne était de 149 ng/g poids sec et la concentration médiane, 123 ng/g poids sec.

Zennegg et al. (2005) ont signalé des concentrations comprises entre 19 et 170 ng/g poids sec (moyenne de 85 ng/g poids sec) dans des échantillons de compost urbain prélevés dans six installations de compostage en Suisse. L'étude évaluait également les concentrations de plusieurs autres ignifugeants bromés comme les polybromodiphényléthers (congénères de PBDE 28, 47, 99, 100, 153, 154, 183 et 209) et le tétrabromobisphénol A. L'HBCD représentait l'ignifugeant bromé prédominant dans les échantillons.

Biote

On a décelé de l'HBCD chez des organismes en Amérique du Nord et dans d'autres régions au monde.

Des échantillons archivés de touladis (Salvelinus namaycush) prélevés dans le lac Ontario contenaient des concentrations totales d'HBCD allant de 16 à 33 ng/g poids lipidique (de 2 à 4 ng/g poids humide); ces concentrations ont diminué considérablement de 1979 à 2004 (Ismail et al., 2009). L'isomère α était prédominant dans les échantillons (de 15 à 27 ng/g poids lipidique; de 1,7 à 3,4 ng/g poids humide), et les concentrations étaient inférieures pour l'isomère ß-HBCD (de 0,16 à 0,94 ng/g poids lipidique; de 0,03 à 0,11 ng/g poids humide) et l'isomère γ-HBCD (de 1,4 à 6,5 ng/g poids lipidique; de 0,23 à 0,77 ng/g poids humide). Les chercheurs ont proposé que les changements apportés au réseau trophique dans le lac, notamment les changements d'alimentation du touladi et à la base du réseau trophique, ainsi que d'éventuelles variations temporelles dans les chargements de contaminants et les mesures de limitation volontaire des émissions entreprises par l'industrie, pourraient constituer des facteurs dans la tendance décroissante des concentrations. Ils ont toutefois insisté sur la nécessité de mener des études plus approfondies, compte tenu des résultats conflictuels de tendances temporelles croissantes signalées dans d'autres études (voir ci-dessous).

Entre 2000 et 2002, on a mesuré des concentrations moyennes d'HBCD de 3 à 65 ng/g poids lipidique chez des poissons, des moules et des zooplanctons recueillis dans le bassin sud du lac Winnipeg (Law et al., 2006a). L'isomère ß de l'HBCD a été décelé invariablement à des concentrations bien inférieures à celles des isomères α et γ, alors que les proportions des isomères α-HBCD et γ-HBCD variaient d'une espèce à l'autre.

Tomy et al. (2004a) ont examiné la bioaccumulation et la bioamplification de l'HBCD dans un réseau trophique pélagique du lac Ontario en mesurant les concentrations de la substance chez le touladi (Salvelinus namaycush, un prédateur du niveau trophique supérieur) et plusieurs de ses principales proies. Les isomères α-HBCD et γ-HBCD ont été décelés à tous les niveaux trophiques, les plus grandes concentrations étant présentes chez le touladi (moyenne totale d'HBCD de 1,68 ng/g poids sec). Les concentrations de l'isomère α-HBCD étaient invariablement supérieures à celles de l'isomère γ-HBCD, alors que celles de l'isomère ß étaient inférieures à la limite de détection de la méthode (estimée à 0,03 ng/g poids humide) chez toutes les espèces à l'étude.

Des regroupements d'homogénats d'œufs de Goéland argenté (Larus argentatus) prélevés dans six colonies situées autour des Grands Lacs contenaient entre 2,1 et 20 ng/g poids humide de l'isomère α-HBCD (Gauthier et al., 2007). Les plus grandes concentrations ont été mesurées à Gull Island, au nord du lac Michigan, ce qui découle probablement du fait que ce lac est le plus urbanisé et le plus industrialisé des Grands Lacs (Norstrom et al., 2002). On n'a pas décelé d'isomère ß-HBCD dans les échantillons; toutefois, de faibles concentrations de l'isomère γ-HBCD étaient présentes dans deux des six colonies. Il convient de noter, par contre, que les portions au sud du lac sont les plus fortement industrialisées comparativement aux zones où les échantillons ont été prélevés. Les résultats confirment la présence d'HBCD dans le réseau trophique en milieu aquatique associé aux Goélands argentés qui se trouvent dans les Grands Lacs; les mères sont exposées par voie alimentaire et elles transmettent donc in vivo la substance à leurs œufs (Gauthier et al., 2007).

On n'a pas décelé d'HBCD (limite de détection : 0,01 ng/g poids humide) dans les 29 échantillons de sang prélevés de 2001 à 2003 chez des oisillons de Pygargues à tête blanche (Haliaeetus leucocephalus) en Colombie-Britannique et au Sud de la Californie (McKinney et al., 2006). Les échantillons ont été prélevés à quatre emplacements au sud-ouest de la Colombie-Britannique (Barkley Sound, Nanaimo/Crofton, Delta/Richmond et Abbotsford/Chilliwack), à un emplacement au nord de la Colombie-Britannique (Fort St. James) et à un emplacement au sud de la Californie (Santa Catalina Island).

Des échantillons de graisse et de foie prélevés sur des dauphins à flancs blancs de l'Atlantique (Lagenorhynchus acutus) échoués sur la côte Est des États-Unis entre 1993 et 2004 contenaient des concentrations d'HBCD comprises entre 14 et 280 ng/g poids humide (de 19 à 380 ng/g poids lipidique) et entre 0,051 et 3,6 ng/g poids humide (de 2,9 à 140 ng/g poids lipidique), respectivement (Peck et al., 2008). L'isomère α-HBCD était présent dans tous les échantillons, alors qu'il n'y avait aucune trace d'isomères ß et γ (limite de détection : 0,4 ng/g poids humide pour les deux isomères). Les échantillons n'ont révélé aucune tendance de concentration significative au fil du temps.

Presque tous les échantillons de poissons (50 sur 52) recueillis en 2003 dans la baie de Chesapeake, au nord-est des États-Unis, contenaient au moins un stéréo-isomère d'HBCD (Larsen et al., 2005). Les concentrations totales d'HBCD variaient entre 1,0 (baret) et 73,9 ng/g (barbue de rivière) poids lipidique, et les plus grandes concentrations ont été mesurées dans des échantillons prélevés dans des zones contaminées par le passé. La répartition des isomères d'HBCD variait considérablement entre les poisons benthiques (p. ex., la barbue et l'anguille), qui révélaient une prépondérance d'isomères α-HBCD, et les espèces pélagiques (p. ex., le bar rayé), dans lesquelles dominait l'isomère γ.

Johnson-Restrepo et al. (2008) ont mesuré des concentrations d'HBCD dans la graisse du dauphin à gros nez (Tursiops truncates) et 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 de l'HBCD dans tous les échantillons, en concentrations allant de 0,460 à 72,6 ng/g poids lipidique chez le dauphin à gros nez, de 9,15 à 413 ng/g poids lipidique chez le requin bouledogue, et de 1,83 à 156 ng/g poids lipidique chez le requin à nez pointu. L'isomère α de l'HBCD était prédominant dans les échantillons, même si la plupart des échantillons contenaient des concentrations inférieures d'isomères ß-HBCD et γ-HBCD.

Les concentrations dans le biote européen ont tendance à être supérieures à celles mesurées en Amérique du Nord, ce qui reflète probablement la demande commerciale beaucoup plus élevée en HBCD, voire la plus grande densité de population humaine.

Allchin et Morris (2003) ont signalé des concentrations d'HBCD allant de 39,9 à 75 ng/g poids humide chez l'anguille jaune (Anguilla anguilla) et des concentrations allant de moins de 1,2 à 6 758 ng/g poids humide chez la truite brune (Salmo trutta) recueillies à huit emplacements le long des rivières Skerne et Tees au Royaume-Uni.

Morris et al. (2004) ont examiné, de 1998 à 2001, la bioamplification de l'HBCD dans le réseau trophique de la mer du Nord en comparant les concentrations de la substance chez les espèces à divers niveaux trophiques. Les plus grandes concentrations ont été décelées chez des prédateurs du niveau trophique supérieur, notamment le marsouin commun (Phocoena phocoena; de 440 à 6 800 ng/g poids lipidique), le phoque commun (Phoca vitulina; de 63 à 2 055 ng/g poids lipidique) et le Grand Cormoran (Phalacrocorax carbo; de 138 à 1 320 ng/g poids lipidique), ainsi que dans les œufs de la Sterne pierregarin (Sterna hirundo; de 330 à 7 100 ng/g poids lipidique). L'HBCD était présent également chez la morue (Gadus morhua; maximum de 50 ng/g poids lipidique), l'anguille jaune (Anguilla anguilla; maximum de 690 ng/g poids lipidique), l'étoile de mer (Asterias rubens; maximum de 84 ng/g poids lipidique) et le buccin commun du Nord (Buccinium undatum; maximum de 47 ng/g poids lipidique). L'isomère α prédominait fortement dans le profil diastéréo-isomérique, surtout chez les espèces prédatrices du niveau trophique supérieur telles que les poissons.

De l'HBCD a été décelé dans les 85 échantillons de graisse prélevés sur des marsouins communs entre 1994 et 2003; il s'agissait d'animaux échoués ou piégés au large de la côte du Royaume-Uni (Law et al., 2006d). L'isomère α de la substance prédominait dans les échantillons, les concentrations variant de 10 à 19 200 ng/g poids humide. Les concentrations dans la graisse ont brusquement augmenté à partir de 2001, ce qui semble indiquer un changement dans les modes d'utilisation de l'HBCD. Les chercheurs ont posé comme postulat que les limites sur la production et l'utilisation de deux formules commerciales du polybromodiphényléther (PBDE), c'est-à-dire, les formules commerciales du pentaBDE et de l'octaBDE, ont peut être provoqué l'augmentation, car l'HBCD peut servir de solution de rechange pour ces formulations dans certaines applications.

Lors d'une étude ultérieure menée de 2003 à 2006, les chercheurs ont analysé un prélèvement de 138 échantillons supplémentaires provenant de la même région (Law et al., 2008). Les concentrations totales d'HBCD dans les échantillons variaient de moins de 10 à 11 500 ng/g poids humide (jusqu'à 12 800 ng/g poids lipidique), la valeur maximale ayant été déterminée chez un animal échoué ou piégé en 2003. De 2003 à 2004, on a observé une baisse statistiquement importante des concentrations, lesquelles ont continué à baisser de 2004 à 2006. Les chercheurs ont supposé que cette baisse était la conséquence possible de la fermeture, en 2003, d'une usine de fabrication d'HBCD au nord-est de l'Angleterre et de deux mécanismes volontaires entrés en vigueur en 2006 afin de réduire les émissions dans l'environnement.

Lindberg et al. (2004) ont analysé des œufs de Faucon pèlerin (Falco peregrinus) recueillis entre 1991 et 1999 dans des populations reproductrices sauvages et en captivité en Suède. Les œufs d'une population reproductrice sauvage du nord contenaient des concentrations d'HBCD comprises entre 34 et 590 ng/g poids lipidique, alors que les œufs provenant du sud contenaient 79 à 2 400 ng/g poids lipidique de la substance. On n'a pas décelé d'HBCD dans les œufs recueillis de la population reproductrice en captivité (limites de détection : de 4 à 8 ng/g poids lipidique). Les chercheurs ont jugé que les différences de régime alimentaire constituaient la principale cause de la fourchette observée dans les concentrations d'HBCD. Les proies principales de ces oiseaux de la population sauvage du nord sont des espèces aquatiques comme des échassiers et des canards, alors que ceux au sud se nourrissent d'oiseaux du réseau trophique terrestre (Lindberg et Odsjö, 1983). La population reproductrice en captivité a été soumise à un régime contrôlé de poulets domestiques. Ces échantillons ont été réexaminés par la suite avec des œufs recueillis dans les mêmes régions entre 1987 et 1999. Ces essais ont confirmé des concentrations plus élevées d'HBCD chez les deux populations sauvages par rapport aux concentrations chez la population en captivité (Johansson et al., 2009).

Des études menées en Asie indiquent que l'HBCD est largement réparti chez la plupart des espèces aquatiques dans la région Asie-Pacifique. Ueno et al. (2006) ont signalé une concentration maximale de 45 ng/g poids lipidique dans des échantillons musculaires de bonite à ventre rayé (Katsuwonus pelamis) prélevés entre 1997 et 2001 dans les eaux côtières du Japon, de Taïwan, des Philippines, de l'Indonésie, des Seychelles et du Brésil, ainsi qu'à divers endroits dans la mer du Japon, les mers de Chine occidentale et orientale, l'océan Indien et les eaux du Pacifique Nord. La présence d'HBCD dans 62 échantillons sur 65, y compris ceux prélevés dans des régions isolées au milieu de l'océan Pacifique, a été considérée comme une indication de la contamination généralisée dans l'environnement marin mondial. Des concentrations similaires ont été décelées dans des échantillons de thon prélevés dans des régions isolées de l'océan Pacifique Nord (jusqu'à 29 ng/g poids lipidique) et des régions côtières de l'Asie (de 28 à 45 ng/g poids lipidique dans des échantillons au large du Japon et dans la mer de Chine orientale). Ces résultats révèlent une source de pollution locale inconnue dans le Pacifique Nord ou le transport atmosphérique à grande distance de l'HBCD, accompagné d'un dépôt ultérieur dans les régions aux eaux froides par le processus de distillation planétaire, ou les deux conditions. D'autres études récentes révèlent la présence d'HBCD chez les invertébrés aquatiques (Ramu et al., 2007), les poissons (Xian et al., 2008) et les mammifères aquatiques (Isobe et al., 2008) recueillis dans les zones côtières de la Corée et de la Chine, ainsi que chez les vertébrés terrestres au Japon (Kunisue et al., 2008).

Présence dans les régions isolées ou éloignées

L'HBCD a été mesuré dans des échantillons d'air, de sédiments et de biote prélevés dans des régions considérées comme isolées ou éloignées de sources éventuelles, y compris l'Arctique.

Remberger et al. (2004) ont signalé des concentrations d'HBCD allant jusqu'à 0,28 ng/m3 dans des échantillons d'air prélevés à des sites d'échantillonnage isolés en Suède et dans les zones arctiques de la Finlande.

Les chercheurs ont relevé des concentrations de 0,43 ng/g poids sec (isomère α) et de 3,88 ng/g poids sec (isomère γ) dans des sédiments prélevés au lac EllasjØen, sur l'île de BjØrnØya (île aux Ours), dans l'Arctique norvégien (Evenset et al., 2007). On n'a pas décelé l'isomère ß dans les échantillons (limite de détection : 0,06 ng/g poids sec).

Une couvée fraîchement éclose d'un Cormoran huppé (Phalacrocorax aristotelis), un prédateur du niveau trophique supérieur se nourrissant de poisson, contenait des jaunes d'œufs ayant une concentration moyenne de 417 ng/g poids lipidique d'HBCD (Murvoll et al., 2006a). Les échantillons ont été prélevés en 2002 sur une île norvégienne considérée comme isolée et sans pollution. L'HBCD était présent dans les 30 échantillons prélevés. Les échantillons ont également été analysés pour plusieurs des congénères de PBDE plus persistants et bioaccumulables. La concentration moyenne d'HBCD dans les échantillons de jaune d'œufs dépassait celle de tout congénère de PBDE mesurée, y compris le PBDE-47 (concentration moyenne de 5,59 ng/g poids humide), le PBDE-99 (1,56 ng/g poids humide) et le PBDE-100 (6,16 ng/g poids humide), ainsi que la totalité des PBDE (17,2 ng/g poids humide; somme de sept congénères de triBDE à hexaBDE).

Une étude semblable a été menée sur la Mouette tridactyle de l'Atlantique Nord (Rissa tridactyla); des échantillons de jaune d'œuf ont été prélevés sur une île au large de la Norvège et à Svalbard, dans l'Arctique norvégien (Murvoll et al., 2006b). Les échantillons de jaune d'œuf prélevés sur des œufs fraîchement éclos contenaient des concentrations moyennes d'HBCD de 260 ng/g poids lipidique (site insulaire) et de 118 ng/g poids lipidique (site arctique). La présence d'HBCD chez des oisillons de la Mouette tridactyle de l'Arctique révèle encore la possibilité de transport de la substance vers des régions éloignées de sa source.

Muir et al. (2006) ont signalé une concentration totale d'HBCD dans les tissus adipeux d'ours blancs (Ursus maritimus) prélevés en Alaska, dans l'est du Groenland et à Svalbard, dans l'Arctique norvégien. Les chercheurs ont mesuré des concentrations allant jusqu'à 35,1 ng/g poids lipidique pour deux des huit femelles, dans des échantillons prélevés de 1994 à 2002 dans les mers de Béring et de Tchoukotka, en Alaska. Les mâles de la région ne présentaient aucune trace décelable d'HBCD (limite de détection : 0,01 ng/g poids lipidique). L'HBCD était présent dans les 11 échantillons prélevés entre 1999 et 2001 sur des ourses blancs dans l'Est du Groenland. Les concentrations variaient entre 32,4 et 58,6 ng/g poids lipidique dans les échantillons. Les 15 échantillons prélevés en 2002 sur des femelles dans la région de Svalbard contenaient également de l'HBCD, à des concentrations variant entre 18,2 et 109 ng/g poids lipidique.

Des concentrations d'HBCD allant de 0,07 à 1,24 ng/g poids humide ont été décelées dans des échantillons de plasma sanguin de Goélands bourgmestres (Larus hyperboreus) adultes prélevés dans l'Arctique norvégien en mai et en juin 2004 (Verreault et al., 2005). Les échantillons de plasma prélevé sur des ourses blancs (Ursus maritimus) vivant dans la même région contenaient jusqu'à 0,85 ng/g poids humide. Même si l'HBCD était présent sur les 27 échantillons prélevés sur des goélands, seulement 2 échantillons de plasma d'ours blancs sur 15 contenaient des concentrations supérieures à la limite de détection (0,03 ng/g poids humide). Les chercheurs ont émis l'hypothèse selon laquelle les concentrations inférieures chez l'ours pourraient indiquer une capacité supérieure de détoxification et d'élimination de l'HBCD. Par ailleurs, les concentrations inférieures pourraient refléter des différences dans le régime et la fréquence d'alimentation entre les deux espèces. Les concentrations dans le plasma étaient comprises, en moyenne, entre 1,73 et 2,07 ng/g poids humide dans le plasma des goélands prélevé dans la même région en mai et en juin 2006 (Verreault et al., 2007a). On a décelé de l'HBCD dans environ 60 % des 49 échantillons de plasma sanguin. Cependant, la substance était présente dans les 31 œufs de goélands échantillonnés dans le cadre de l'étude, avec une concentration moyenne dans le jaune d'œuf de 19,8 ng/g poids humide et une concentration maximale de 63,9 ng/g poids humide. Les résultats prouvent le potentiel de transfert maternel de l'HBCD aux œufs des Goélands bourgmestres.

Une étude antérieure menée par Verreault et al. (2007b) a permis de mesurer des concentrations moyennes, dans des échantillons de sang et de foie, de 3,29 ng/g et 75,6 ng/g poids humide, respectivement. Ces échantillons ont été prélevés sur des Goélands bourgmestres dans l'Arctique norvégien au début du mois de juillet 2002. Les concentrations corporelles totales, les plumes y compris, variaient entre 52,6 et 270 ng/g poids humide (moyenne de 117 ng/g poids humide) et, sans les plumes, entre 38,4 et 194 ng/g poids humide (concentration moyenne de 91,0 ng/g poids humide).

SØrmo et al. (2006) ont analysé des espèces représentatives de différents niveaux trophiques de la chaîne alimentaire de l'ours blanc, à l'aide d'échantillons prélevés entre 2002 et 2003 à Svalbard, dans l'Arctique norvégien. Les concentrations d'HBCD étaient inférieures aux limites de détection (concentration minimale de 0,012 ng/g poids lipidique) chez l'amphipode Gammarus wilkitzkii. Les concentrations d'HBCD ont augmenté, de la morue polaire (Boreogadus saida; de 1,38 à 2,87 ng/g poids lipidique) au phoque annelé (Phoca hispida; de 14,6 à 34,5 ng/g poids lipidique), mais elles ont diminué chez le prédateur du niveau trophique supérieur, l'ours blanc (Ursus maritimus, de 5,31 à 16,51 ng/g poids lipidique). Les résultats ont suggéré qu'une bioamplification considérable de l'HBCD se produisait de la morue polaire au phoque annelé, mais qu'aucune bioamplification ne s'était produite du phoque annelé à l'ours blanc. Les chercheurs ont considéré que les concentrations inférieures dans les échantillons prélevés sur des ours blancs pourraient indiquer une capacité métabolique améliorée chez l'ours.

Gebbink et al. (2008) ont mesuré une concentration moyenne d'HBCD de 41 ng/g poids humide dans les échantillons de tissu adipeux prélevés sur dix ours blancs adultes et dix ourses blancs adultes au centre-est du Groenland entre 1999 et 2001. La substance n'a pas été décelée dans les échantillons de sang, de cerveau et de foie des ours (limite de détection non précisée). Morris et al. (2007) ont signalé une concentration de 0,38 ng/g poids lipidique dans des échantillons de graisse de phoques annelés (Phoca hispida) provenant du détroit de Barrows, au Nunavut.

Tomy et al. (2008) ont étudié l'accumulation propre aux isomères de l'HBCD à plusieurs niveaux trophiques d'un réseau trophique marin de la région Est de l'Arctique canadien. Les isomères α-HBCD et γ-HBCD étaient présents dans toutes les espèces examinées (béluga, Delphinapterus leucas; morse, Odobenus rosmarus; narval, Monodon monoceros; morue polaire, Boreogadus saida; sébaste atlantique, Sebastes mentella; crevette, Pandalus borealis et Hymenodora glacialis; mye, Mya truncata et Serripes groenlandica; et un mélange de zooplancton) avec des concentrations totales d'HBCD variant de 0,6 ng/g (moyenne géométrique) à 3,9 ng/g poids lipidique. Tous les échantillons prélevés ont révélé que l'isomère bêta était inférieur aux limites de détection (de 0,0004 à 0,0059 ng/g poids lipidique). Aucune tendance n'était évidente dans le profil diastéréo-isomérique des animaux, mais l'isomère α-HBCD a contribué à plus de 70 % au fardeau total de l'HBCD chez la crevette, le sébaste, la morue polaire, le narval et le béluga, alors que le zooplancton, la mye et le morse contenaient plus de 60 % d'isomères γ-HBCD. Les différences observées dans la prédominance des diastéréo-isomères ont été attribuées, du moins en partie, au devenir et au comportement différents des isomères dans l'environnement; l'isomère gamma le moins hydrosoluble se diffusera très probablement passivement de l'eau au zooplancton, lequel a une proportion de lipides relativement élevée. Ainsi, en tant qu'organismes filtreurs benthiques, les myes peuvent vraisemblablement absorber une grande proportion de l'isomère gamma à partir des sédiments environnants, où cette forme isomérique semble être prédominante. La présence de proportions importantes d'isomère α-HBCD, comme chez le béluga et le narval, peut indiquer une amélioration de la capacité métabolique, d'après les preuves de la biotransformation propre aux stéréo-isomères de l'isomère gamma en la forme alpha (voir, par exemple, Zegers et al., 2005; Law et al., 2006b). Les chercheurs ont signalé une relation positive importante entre l'isomère α-HBCD et le niveau trophique, ce qui indique une bioamplification dans l'ensemble du réseau trophique, alors qu'une relation négative importante a été observée entre les concentrations de l'isomère γ-HBCD et le niveau trophique (c.-à-d., une dilution trophique).

Tendances temporelles

Remberger et al. (2004) ont fait état de concentrations comprises entre 0,8 et 1,5 ng/g poids sec dans les sédiments de surface (de 2 à 4 cm en profondeur) prélevés en 1996 et en 1997 sur trois sites à Stockholm. Des carottes plus profondes (de 20 à 32 cm en profondeur) prélevées aux mêmes sites contenaient de 0,2 à 0,5 ng/g poids sec. Les chercheurs considéraient que les concentrations plus élevées dans les sédiments de surface indiquaient un dépôt décroissant au fil du temps. Selon la datation isotopique, on a estimé que les sédiments de surface dataient du milieu des années 1990, alors que ceux des couches plus profondes représentaient un dépôt remontant aux années 1950 et 1960.

Kohler et al. (2008) ont signalé une augmentation rapide et linéaire des concentrations d'HBCD dans les couches successives d'une carotte sédimentaire prélevée en 2003 à partir du point le plus profond d'un lac suburbain peu profond en Suisse. L'HBCD est apparu pour la première fois dans une couche sédimentaire vers le milieu des années 1970; il atteignait alors une concentration maximale de 2,5 ng/g poids sec à la surface de la carotte, dont on estime qu'elle est de 2001 à peu près. Une tendance semblable était évidente dans une carotte sédimentaire prélevée dans un lac suisse pré-alpestre profond; les concentrations étaient inférieures à 0,1 ng/g poids sec dans des échantillons datant d'avant 1980 et elles augmentaient rapidement à une concentration maximale d'environ 0,7 ng/g poids sec dans la couche de surface, qui correspondait au début des années 2000 (Kohler et al., 2007).

Il y avait de l'HBCD dans les trois carottes sédimentaires et les six échantillons de sédiments de surface prélevés en 2002 dans la baie de Tokyo (Minh et al., 2007). Les concentrations d'HBCD variaient de 0,056 à 2,3 ng/g poids sec, les plus élevées ayant été relevées à proximité de zones très peuplées et industrialisées. L'HBCD est apparu pour la première fois dans des carottes sédimentaires prélevées à des profondeurs de 20 à 25 cm qui, d'après les estimations, datent de la fin des années 1960 et du début des années 1970. Les concentrations ont augmenté progressivement aux plus hauts niveaux à la surface. D'après les données, Tanabe (2008) a estimé le temps de doublement des concentrations d'HBCD dans les sédiments entre 7,1 et 12 ans.

De nombreuses études examinent les concentrations d'HBCD dans le biote au fil du temps comme un moyen de déterminer les tendances possibles dans les niveaux de contamination. Braune et al. (2007) ont signalé des concentrations moyennes comprises entre 2,1 et 3,8 ng/g poids lipidique dans des échantillons combinés d'œufs de Mouette blanche (Pagophila eburnea) prélevés de 1976 à 2004 dans l'Arctique canadien. Les concentrations ont diminué de la plus haute valeur de 3,8 ng/g poids lipidique en 1976 à 3,0 ng/g poids lipidique en 1987, puis à 2,1 ng/g poids lipidique en 2004.

Stapleton et al. (2006) ont mesuré des concentrations de 0,71 à 11,85 ng/g poids humide dans les échantillons de graisse prélevés sur des otaries de Californie (Zalopus californianus) échouées le long de la côte californienne entre 1993 et 2003. L'HBCD était présent dans 80 % des échantillons analysés, l'isomère α étant prédominant dans tous les échantillons. Les concentrations ont augmenté à un rythme presque exponentiel au cours de la période d'étude sur dix ans et, bien que les chercheurs aient prévenu que la taille de l'échantillon de 26 individus était peut être trop limitée pour permettre une estimation exacte des taux d'accumulation, le temps de doublement des concentrations dans la graisse de l'otarie pendant la période d'étude était d'environ deux ans, si l'augmentation était présumée exponentielle (Stapleton et al., 2006).

Sellström et al. (2003) ont observé une augmentation constante et considérable (< 0,001) des concentrations d'HBCD présentes dans les œufs du Guillemot marmette (Uria aalge) recueillis de 1969 à 2001 dans la mer Baltique. L'augmentation observée a été attribuée à l'utilisation croissante de l'HBCD, même si cette constatation a été difficile à prouver en raison du manque de renseignements sur la production industrielle et l'utilisation de l'HBCD. On a considéré que la présence d'HBCD dans les œufs indiquait la possibilité d'une bioamplification de la substance (Kierkegaard et al., 1999).

Une augmentation marquée des concentrations d'HBCD était évidente dans les échantillons de graisse prélevés sur de jeunes phoques gris mâles (Halicoerus grypus) dans la mer Baltique de 1980 à 2000 (Roos et al., 2001). Les concentrations variaient de 16 à 177 ng/g poids lipidique; les concentrations les plus faibles chez les phoques ont été relevées au début des années 1980.

La morue (Gadus morhua) a fait l'objet d'une étude en 2003 dans la région industrialisée du Sud de la Norvège, près d'Oslo; les échantillons prélevés contenaient jusqu'à 16,9 ng/g poids humide (56,9 ng/g poids lipidique), tandis que ceux prélevés dans la même région en 1998 contenaient jusqu'à 2,70 ng/g poids humide (22,67 ng/g poids lipidique; Bytingsvik et al., 2004). Il s'agit d'une augmentation de plus de six fois lorsqu'on étudie cette différence sur la base du poids humide (une augmentation de 2,5 fois pour ce qui est du poids lipidique).

Différences diastéréo-isomériques

Des études donnant une répartition de chaque diastéréo-isomère indiquent généralement une prépondérance de l'isomère α-HBCD dans les échantillons du biote, ainsi que des concentrations d'isomères γ et ß inférieures ou en dessous des limites de détection. Ce profil des congénères est nettement opposé au profil observé dans les formules commerciales et les échantillons de sédiments, dans lesquels l'isomère γ domine le plus souvent. La tendance isomérique observée dans le biote peut refléter des différences dans le potentiel d'exposition, l'absorption, le métabolisme ou la dépuration des trois isomères. Des preuves confirment que la conversion de l'isomère γ-HBCD en isomère α-HBCD se produit à des températures supérieures à 160 °C (Peled et al., 1995), ce qui semble indiquer que les produits finis soumis à des températures élevées lors de la transformation peuvent comporter une proportion de l'isomère α beaucoup plus élevée que celle de la formule technique initiale Cette condition peut accroître le potentiel d'exposition de l'organisme à l'isomère α-HBCD lors de l'utilisation et de l'élimination du produit. Par ailleurs, l'isomère α-HBCD a une hydrosolubilité plus élevée (voir le tableau 2), ce qui indique qu'il peut pénétrer dans les tissus de l'organisme plus facilement par le transfert préférentiel de particules dans l'eau (Morris et al., 2004). Janá k et al. (2005) ont signalé des concentrations systématiquement plus élevées de l'isomère α comparativement à celles de l'isomère γ-HBCD dans des échantillons de foie de plusieurs espèces de poissons, et ils ont considéré que ceci indiquait que l'isomère γ était métabolisé plus facilement. Des essais in vitro ont fourni d'autres preuves des taux de biotransformation différentiels; lors de ces essais, les isomères ß-HBCD et γ-HBCD étaient considérablement métabolisés par des microsomes de foie prélevés chez des rats et des phoques communs, tandis que les concentrations de l'isomère α sont restées presque inchangées (Zegers et al., 2005). Le résultat net était l'accumulation de l'isomère α par rapport à celle des deux autres isomères.

Des études menées par Law et al. (2006b) ont démontré que la bioformation ou la bioisomérisation de l'HBCD semblait se produire chez certaines espèces. Du point de vue statistique, des concentrations importantes d'α-HBCD ont été relevées dans des échantillons de tissus musculaires de truites arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) exposées au γ-HBCD exclusivement par voie alimentaire. De même, les isomères α-HBCD et γ-HBCD étaient présents en quantités statistiquement significatives chez le poisson exposé seulement à l'isomère ß-HBCD. Les résultats semblaient indiquer que la bioisomérisation sélective de l'HBCD, conjointement avec la formation préférentielle de l'isomère alpha, peuvent sensiblement contribuer à la détermination de la répartition des isomères dans l'environnement. L'isomère alpha semblait récalcitrant face à la bioisomérisation chez les poisons, un facteur qui peut également faire augmenter proportionnellement ses concentrations dans les échantillons tissulaires du biote.

Évaluation des effets sur l'environnement

La base de données écotoxicologiques sur l'HBCD comprend des valeurs de paramètres obtenues à plusieurs niveaux trophiques pélagiques (poissons, invertébrés et algues), ainsi que des données sur les espèces benthiques et terrestres. La plupart des données ont été obtenues au moyen de méthodes et d'espèces standards, bien que la documentation ait aussi fait état de résultats issus de nouvelles études. Les résultats des essais de toxicité aiguë ou chronique (ou les deux) sur le cycle de vie partiel sont disponibles pour la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss), le crapet arlequin (Lepomis macrochirus), le cladocère (Daphnia magna), l'algue verte (Selenastrum capricornutum, Chlorella sp.) et les diatomées (Skeletonema costatum, Thalassiosira pseudonana). Les données de toxicité sont également disponibles pour les organismes benthiques (Lumbriculus variegates, Hyalella azteca), le lombric (Eisenia fetida) et six espèces végétales terrestres. Même si la plupart des études n'ont pas permis de déterminer une valeur numérique pour les paramètres, en indiquant seulement qu'on peut s'attendre à ce que les concentrations minimales avec effet dépasseront les plus grandes concentrations observées, la quantité et la qualité des études disponibles font de l'HBCD une source de données riche par rapport à la plupart des ignifugeants bromés.

Il convient de noter qu'en général, les études de toxicité utilisent le mélange commercial de l'HBCD. De ce fait, les organismes sont exposés à différentes quantités de chaque diastéréo-isomère présent dans le produit commercial. Il est impossible de déterminer quel diastéréo-isomère est responsable des effets observés, étant donné que les organismes sont exposés simultanément à divers diastéréo-isomères de l'HBCD.

On n'a trouvé aucune information sur un mode d'action toxique éventuel de l'HBCD. ECOSAR (2004) classe l'HBCD comme une substance organique neutre en raison de sa structure chimique. En tant que substance organique neutre, l'HBCD devrait avoir des effets avec une narcose non polaire (p. ex., par l'interruption non spécifique de l'intégrité de la membrane cellulaire ou de son fonctionnement, ou les deux).

L'HBCD a démontré sa toxicité chez des organismes aquatiques et terrestres, il a montré des effets nocifs sur la survie, la reproduction et le développement des algues, des invertébrés aquatiques, des poissons et des vers annelés terrestres. Chez les espèces aquatiques, en particulier le cladocère Daphnia magna, on a déterminé une concentration sans effet observé (CSEO) après 21 jours et une concentration minimale avec effet observé (CMEO) de 3,1 µg/L et 5,6 µg/L, respectivement, selon un taux de croissance réduit considérablement (CMABFRIP, 1998). Les daphnies exposées à la concentration la plus élevée de 11 µg/L présentaient des réductions statistiquement importantes de leur longueur, de leur poids sec et du nombre de leurs jeunes.

Walsh et al. (1987) ont examiné l'effet de l'HBCD sur la densité de population de deux algues marines unicellulaires, Skeletonema costatum et Thalassiosira pseudonana, en utilisant six milieux nutritifs. Selon le milieu nutritif utilisé, les valeurs de la concentration efficace médiane (CE50) sur 72 heures, fondées sur une réduction de la densité de la population, variaient entre 9,3 et 12,0 µg/L chez le S. costatum et entre 50 et 370 µg/L chez le T. pseudonana.

Ronisz et al. (2004) ont soumis de jeunes truites arc-en-ciel Oncorhynchus mykiss à des injections d'HBCD dissous dans de l'huile d'arachide et ils ont observé les effets sur plusieurs biomarqueurs liés à la fonction enzymatique hépatique et à l'activité hormonale. L'activité de l'éthoxyrésorufine-O-déséthylase a été inhibée de façon significative chez des poissons ayant reçu environ 5 × 105 µg/kg de poids corporel (kg p.c.) sur une période de 28 jours, alors que des poissons ayant reçu des doses de 5 × 104 et 5 × 105 µg/kg p.c. sur 5 jours ont présenté un accroissement considérable de l'activité de catalase. Les augmentations significatives des concentrations d'HBCD dans l'indice hépato-somatique (IHS; poids du foie en tant que pourcentage du poids corporel total) étaient évidentes chez les poissons ayant reçu une dose élevée, après une période d'exposition de 28 jours. L'induction de la catalase au jour 5, combinée à l'augmentation de l'indice hépato-somatique chez les poissons exposés après 28 jours, laissaient penser que l'HBCD pourrait être un proliférateur de peroxysomes, une réaction hormonale négative. D'autres études de cette possibilité menées par les chercheurs ont donné des résultats non concluants. Les proliférateurs de peroxysomes sont considérés comme étant des agents promoteurs de tumeurs par un mécanisme non génotoxique (Waxman, 1999 et Vanden Heuvel, 1999), et ils ont été associés à l'hépatocancérogenèse (Ackers et al., 2000).

Une altération de l'état thyroïdien, y compris des changements liés aux concentrations d'hormones thyroïdiennes dans le plasma sanguin et à l'activité des enzymes métaboliques hépatiques, a été rapportée chez de jeunes truites arc-en-ciel; leur alimentation contenait des concentrations d'HBCD (isomères α, ß et γ) corrigées en fonction des lipides, soit 29,14 µg/kg, 11,84 µg/kg et 22,84 µg/kg, respectivement (soit environ de 10 à 30 µg/kg p.c.) après 56 jours, suivis d'une période de clairance de 112 jours (Palace et al., 2008). Les résultats ont permis de confirmer que l'exposition à l'HBCD peut entraver le système thyroïdien des poissons et que les effets de cette exposition augmentent à de plus fortes concentrations.

Le saumon atlantique (Salmo salar L.), exposé à de faibles concentrations d'HBCD (0,011 µg/L) dans l'eau douce pendant 30 jours au cours de la période de pointe de la smoltification naturelle, et transféré ensuite dans de l'eau de mer propre pendant 20 jours, a présenté des changements considérables dans les concentrations et les formes des hormones thyroïdiennes en circulation (Lower et Moore, 2007). Ces hormones jouent un rôle clé dans la smoltification et elles sont essentielles pour l'empreinte de la mémoire olfactive, qui permet aux poissons de retourner à leur rivière natale pour le frai. Les concentrations d'hormones thyroïdiennes (T4, T3) étaient beaucoup plus élevées chez les sujets de référence à la suite de leur transfert dans l'eau de mer, et elles affichaient un pic au moment de ce transfert. Par contre, les concentrations d'hormones thyroïdiennes chez les poissons exposés à l'HBCD n'ont pas affiché cette augmentation au moment de leur transfert dans l'eau de mer; elles ont montré un pic plus tôt, à la fin de leur exposition à l'eau douce. En outre, la sensibilité olfactive a diminué de façon importante chez les poissons exposés à l'HBCD. Les chercheurs ont conclu que, bien que tous les poissons semblent achever avec succès la transformation des tacons en saumoneaux et être en mesure de survivre et d'effectuer une osmorégulation dans des conditions salines pendant 20 jours, les poissons exposés à l'HBCD ont manifesté une perturbation de l'homéostase des hormones thyroïdiennes pendant leur développement, ce qui pourrait influencer l'empreinte et d'autres comportements chez les poissons adultes.

On a pu observer une augmentation de l'activité des enzymes microsomales et du stress oxydatif chez des vairons rares chinois (Gobiocypris rarus) adultes (de 4 à 6 mois) exposés à des concentrations d'HBCD dans l'eau d'au plus 500 µg/L pendant des périodes allant de 28 à 42 jours (Zhang et al., 2008). Les chercheurs ont conclu que l'accroissement de la durée d'exposition à l'HBCD a provoqué les enzymes microsomales comme l'éthoxyrésorufine-O-déséthylase et le pentaoxyrésorufin-O-dépentylase, et il a causé la formation d'espèces excessivement réactives à l'oxygène, ce qui a finalement entraîné des dommages oxydatifs pour les lipides, les protéines et l'ADN, et diminué les capacités antioxydantes des poissons.

Kuiper et al. (2007) ont signalé que de jeunes flets d'Europe (Platichthys flesus) exposés pendant 78 jours à une large fourchette de concentrations d'HBCD dans les sédiments et l'alimentation (jusqu'à 800 µg/g de carbone organique total [COT] et 3 000 µg/g poids lipidique dans les systèmes expérimentaux sédiments/aliments et 8 000 µg/kg de carbone organique total dans les systèmes expérimentaux de sédiments seulement) n'ont présenté aucune indication de déclenchement d'enzymes microsomales hépatiques, aucun changement ni à l'activité de leur glande thyroïde, ni dans les concentrations d'hormones thyroïdiennes, et aucune indication d'effets endocriniens, selon les mesures tirées de la production de la protéine précurseur du vitellus, la vitellogénine.

Des essais sur les sédiments menés pendant 28 jours chez l'oligochète d'eau douce (Lumbriculus variegates), ont révélé des CSEO et des CMEO de 3,25 × 103 et 2,93 × 104 µg/kg de sédiments (poids sec), respectivement, d'après une diminution considérable du nombre total de vers (Oetken et al., 2001). Les chercheurs ont conclu que la proportion d'HBCD liée aux sédiments est biodisponible et exerce des effets. L'ACCBFRIP (2003d, 2003e) a effectué des essais pendant 28 jours en utilisant les mêmes espèces, de même que l'amphipode Hyalella azteca et le chironomidé Chironomus riparius, mais il n'a observé d'effet statistiquement important chez aucune des trois espèces quant à la réaction aux doses, jusqu'à des concentrations de 1 × 106 µg/kg de sédiments (poids sec).

Les effets de l'HBCD sur l'émergence et la croissance de semis de plantes terrestres ont été évalués dans le cadre d'une étude de 21 jours menée 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, 2002). Aucun effet indésirable lié au traitement n'a été observé sur l'émergence, la survie et la croissance des semis des six espèces faisant objet de l'étude. Par ailleurs, la CSEO sur les 21 jours était égale ou supérieure à la concentration d'essai la plus élevée de 5 × 106 µg/kg de sol (poids sec).

Une étude de toxicité menée sur le lombric (Eisenia fetida) pendant 56 jours a déterminé une CSEO et une CMEO de 1,28 × 105 et de 2,35 × 105 µg/kg de sol (poids sec), respectivement, d'après une reproduction considérablement réduite (ACCBFRIP, 2003a). Sur une période de 56 jours, la CE10 (inhibition de 10 %) et la CE50 (inhibition de 50 %) pour la reproduction étaient de 2,16 × 104 et de 7,71 × 105 µg/kg de sol (poids sec), respectivement. Étant donné que la valeur calculée de la CE10 était inférieure à la plus faible concentration mise à l'essai, on a considéré qu'il ne s'agissait que d'une estimation. Aucune incidence considérable n'a été observée sur la survie du lombric adulte, et la CSEO après 28 jours pour la survie était égale ou supérieure à la concentration d'essai la plus élevée de 4,19 × 106 µg/kg de sol (poids sec).

Aucun rapport décrivant les effets potentiels de l'HBCD sur la faune n'a été publié. Par contre, plusieurs études ont examiné la toxicité de la substance chez les rongeurs. Ces études sont résumées dans la partie de la présente évaluation portant sur la santé humaine.

Crump et al. (2008) ont signalé une régulation en hausse considérable des enzymes participant au métabolisme des xénobiotiques (enzymes cytochromes et uridine 5'-diphospho-glucuronosyltransférase) chez des hépatocytes de poulet de culture (Gallus domesticus) après des périodes d'exposition de 24 et 36 heures à des concentrations d'α-HBCD ou d'HBCD technique allant de 1 à 30 µM. Une régulation en baisse considérable des protéines associées au mécanisme d'hormones thyroïdiennes et à la régulation des lipides s'est également produite dans cette fourchette de concentrations.

Les résumés des principales études toxicologiques utilisées dans le cadre de l'évaluation des effets de l'HBCD sont fournis au tableau 16.

Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

La démarche suivie dans la présente évaluation écologique préalable consistait à examiner diverses données à l'appui et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve, conformément au paragraphe 76.1 de la LCPE (1999). L'évaluation préalable est une évaluation prudente, destinée à représenter un scénario raisonnable de la pire éventualité. Elle intègre une exposition connue ou potentielle à la substance ciblée ayant des effets connus ou potentiels sur l'environnement.

Le potentiel de persistance dans l'environnement et d'accumulation dans les organismes que représente l'HBCD formait les principaux éléments de preuve donnés à l'appui d'une décision liée aux effets nocifs sur l'environnement. Les éléments démontrant la persistance et la bioaccumulation d'une substance, conjugués avec des preuves d'activités commerciales, constituent une forte indication du fait que cette substance peut pénétrer dans l'environnement dans des conditions de nature à causer des effets nocifs à long terme (Environnement Canada, 2006). Les substances persistantes demeurent longtemps dans l'environnement après y avoir été rejetées, ce qui accroît l'ampleur et la durée possibles de l'exposition. Celles dont la demi-vie dans les milieux mobiles (l'air et l'eau) est longue et qui persisteront dans ces milieux peuvent causer une contamination généralisée. Par ailleurs, le rejet de faibles 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 en raison de la bioamplification possible dans les réseaux trophiques, ce qui peut entraîner une exposition interne très élevée, en particulier chez les prédateurs des niveaux trophiques supérieurs. Les éléments indiquant qu'une substance est à la fois persistante et bioaccumulable, regroupés avec d'autres données (comme des preuves de toxicité à des concentrations relativement faibles et des indications d'utilisations et de rejets), peuvent donc suffirent pour indiquer que la substance peut causer des effets écologiques nocifs.

On a relevé de l'HBCD dans tous les milieux naturels, et il existe des preuves selon lesquelles la substance répond aux critères de la persistance de la LCPE (1999) (demi-vie dans l'air de deux jours ou plus, demi-vie dans le sol et l'eau de 182 jours ou plus, et demi-vie dans les sédiments de 365 jours ou plus; voir le tableau 3). En outre, la substance est présente dans des échantillons prélevés dans des régions considérées comme éloignées de sources potentielles, notamment l'Arctique, ce qui révèle qu'elle est suffisamment stable dans l'environnement pour être transportée dans l'air ou l'eau (ou les deux) sur de grandes distances. Le transport atmosphérique d'une substance vers une zone éloignée de sa source constitue un critère de la persistance dans l'air, aux termes du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE (1999).

Les ouvrages publiés rapportent des mesures de facteurs de bioconcentration jusqu'à 18 100. D'après ces données, l'HBCD satisfait aux critères de la bioaccumulation de la LCPE (1999) (facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration de plus de 5 000; voir le tableau 4).

L'HBCD s'est montré toxique tant chez les espèces aquatiques que chez les espèces terrestres (p. ex., une CMEO de 5,6 µg/L après 21 jours a réduit le taux de croissance du Daphnia magna; CMABFRIP, 1998), et il présentait des effets nocifs significatifs pour la survie, la reproduction et le développement d'algues, de daphnies et de vers annelés. Des études récentes indiquent un lien possible entre l'HBCD et une modification de l'état hormonal chez le poisson, avec des répercussions sur l'activité et le fonctionnement normal des enzymes hépatiques (Ronisz et al., 2004; Zhang et al., 2008) et des hormones thyroïdiennes (Lower et Moore, 2007; Palace et al., 2008). L'isomère α-HBCD a affiché une plus grande capacité de perturbation du fonctionnement hormonal in vitro, ce qui s'avère préoccupant, étant donné la prévalence supérieure de cet isomère par rapport aux deux autres dans les échantillons de biote.

Tel qu'il a été mentionné précédemment, la combustion d'HBCD, dans certaines conditions, peut entraîner la formation de polybromodibenzoparadioxines et de polybromodibenzofuranes, des analogues bromés des polychlorodibenzoparadioxines et des polychlorodibenzofuranes de la voie 1 énoncés dans la Politique de gestion des substances toxiques. Des traces de ces composés et de leurs précurseurs ont été mesurées pendant la combustion de matériaux polystyrènes ignifugés contenant de l'HBCD.

La demande d'HBCD pourrait être à la hausse en Amérique du Nord et ailleurs dans le monde. Des concentrations plus élevées de la substance ont été relevées dans les couches superficielles de carottes sédimentaires comparativement à celles des couches plus profondes, ce qui indique une augmentation du dépôt au fil du temps (Remberger et al., 2004; Minh et al., 2007; Kohler et al., 2008). De plus, des analyses de tendances temporelles effectuées au début des années 1990 sur des oiseaux (Sellström et al., 2003) et des mammifères marins (Roos et al., 2001; Stapleton et al., 2006; Law et al., 2006d) mettent en évidence l'augmentation quasi exponentielle des concentrations dans le biote. Alors que l'HBCD a été introduit pour la première fois sur le marché des ignifugeants bromés dans les années 1960, son application dans la production de polystyrène extrudé n'a commencé que dans les années 1980 (courriel envoyé en 2007 par Dow Chemicals Canada Inc. à Environnement Canada; source non citée). En outre, des données démontrent que l'HBCD remplace les ignifugeants de polybromodiphényléther (PBDE), dont certains ne sont plus produits. Les structures des concentrations spatiales de l'HBCD dans des échantillons d'air prélevés aux États-Unis étaient semblables à celles du PBDE-209, ce qui annonce peut-être le remplacement des produits de PBDE par des produits d'HBCD (Hoh et Hites, 2005). Cette suggestion est appuyée davantage par des études comparatives faisant état de concentrations avoisinant ou dépassant celles du PBDE dans le compost (Zennegg et al., 2005) et le jaune des œufs des oiseaux (Murvoll et al., 2006a, 2006b).

Les renseignements disponibles sur la persistance, le potentiel de bioaccumulation, la toxicité, l'utilisation et les rejets d'HBCD au Canada peuvent donc laisser entendre que cette substance peut avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada.

Des méthodes d'estimation des risques quantitatifs sont également utilisées pour évaluer les effets nocifs écologiques potentiels. Le tableau 17 présente un résumé des données utilisées dans l'analyse du quotient de risque de l'HBCD. Les données sur l'exposition utilisées dans la détermination des concentrations environnementales estimées (CEE) prévues se trouvent dans les tableaux 6 et 7. Étant donné le manque général de concentrations d'HBCD dans l'eau de surface et les sédiments au Canada, on a appliqué une méthode de modélisation de la fugacité, fondée sur des principes décrits par Cahill et al. (2003) et, de façon plus générale, par Mackay (1991), afin d'estimer l'exposition et de déterminer les CEE dans l'eau et les sédiments (voir l'annexe B). La base de données sur les concentrations d'HBCD dans le sol a également été jugée inadéquate; la CEE dans le sol a donc été calculée à l'aide d'une simple méthode de calcul qui comprend l'épandage de boues d'épuration sur les terres agricoles et les pâturages. 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 16.

Pour les organismes pélagiques, les quotients de risque étaient supérieurs à 1, ce qui indique un risque possible dans les scénarios d'eau de surface associés à la manipulation de matières premières et de la composition de l'HBCD. L'application de procédés de traitement secondaire a réduit considérablement le risque possible, mais les valeurs d'exposition prévues dépassaient toujours les concentrations minimales avec effet observé dans les cas associés aux grandes quantités de production (p. ex., 100 000 kg par année) ou à l'utilisation du traitement primaire des eaux usées seulement. On a observé des tendances similaires dans le milieu benthique, dans lequel les concentrations prévues d'HBCD dans les sédiments en vrac dépassaient les concentrations minimales avec effet pour les installations manipulant d'importants volumes de matières premières (p. ex., 100 000 kg par année) et pour les installations traitant de plus petits volumes (p. ex., 10 000 kg par année) ayant recours uniquement au traitement primaire des eaux usées. Les concentrations prévues d'HBCD dans les sédiments en vrac étaient inférieures à 1 dans les cas associés aux installations de composition, ce qui laisse penser que l'estimation des concentrations d'exposition actuelles d'HBCD provenant des activités de composition au Canada ne devrait pas dépasser les concentrations minimales avec effet chez les organismes.

Les quotients de risque pour le milieu des sols ont été déterminés au moyen des valeurs d'exposition calculées à partir des concentrations mesurées dans des boues d'épuration. Cette approche a été utilisée, car l'épandage des boues d'épuration sur les terres agricoles et les pâturages est considéré comme une voie d'entrée directe de l'HBCD dans le sol. À défaut de données canadiennes ou nord-américaines caractérisant les concentrations d'HBCD dans les boues d'épuration, des valeurs européennes ont été sélectionnées pour représenter des concentrations potentielles dans des régions peuplées du Canada, par exemple le Sud de l'Ontario. Les quotients de risque ont indiqué que l'estimation des concentrations d'exposition actuelles dans les sols canadiens ne devrait pas dépasser les concentrations qui entraînent des effets nocifs pour les organismes.

Le quotient de risque obtenu pour les espèces fauniques souligne le potentiel d'absorption après la consommation d'aliments contenant de l'HBCD. Dans cette analyse, la valeur critique de toxicité est fondée sur des réductions importantes des niveaux d'hormones thyroïdiennes en circulation chez les rats recevant par voie orale des doses allant de 1 × 105 µg/kg à 1 × 106 µg/kg p.c. par jour sur une période de 90 jours (CMABFRIP, 2001). Il convient de noter que cette dose représente la dose minimale avec effet et non la plus faible dose avec effet nocif observé, car aucun effet nocif n'était évident chez les animaux touchés. Toutefois, le paramètre est jugé pertinent pour les répercussions potentielles chez les populations fauniques, car les perturbations de l'homéostase des hormones thyroïdiennes peuvent modifier les processus métaboliques essentiels comme le développement du système nerveux central et les taux métaboliques des cellules (Dorland, 2006). Une échelle allométrique a servi à extrapoler les données obtenues grâce à des études de laboratoire sur l'alimentation de rats et d'une espèce faunique servant de substitut, le vison d'Amérique. Les résultats ont indiqué que les concentrations actuelles d'HBCD dans le biote au Canada ne devraient pas dépasser les concentrations minimales avec effet.

L'analyse des quotients de risque a déterminé que les concentrations d'HBCD dans l'environnement au Canada peuvent nuire aux populations d'organismes pélagiques et benthiques, mais il est peu probable qu'elles aient des effets nocifs directs sur les organismes du sol et la faune. Toutefois, il faut considérer que la présence d'HBCD dans l'environnement, même en quantités minimes, est préoccupante, à la lumière de preuves solides selon lesquelles la substance peut être persistante et bioaccumulable dans l'environnement.

Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement

Il règne une certaine incertitude concernant les propriétés physiques et chimiques de chaque diastéréo-isomère d'HBCD et la façon dont ils influent sur la persistance, la biodisponibilité, le potentiel de bioaccumulation et la toxicité de l'HBCD dans l'environnement.

L'évaluation révèle que, d'après des études de laboratoire, l'HBCD peut se biodégrader. Bien qu'il puisse y avoir un certain manque de compréhension à l'égard des transformations diastéréo-isomériques dans l'environnement (y compris le biote), l’étude des données modélisées sur l'HBCD et de celles ayant trait à sa surveillance indique un niveau élevé de persistance dans l'environnement ainsi qu'une transportabilité vers des endroits isolés ou éloignés. L'HBCD est extrêmement bioaccumulable dans le biote aquatique; toutefois, il existe certaines incertitudes à l'égard du potentiel de bioaccumulation de cette substance dans les organismes présents dans le sol et les sédiments, ainsi que par rapport à la bioamplification dans la faune terrestre.

Le rôle de la répartition dans les particules atmosphériques et le potentiel de transport atmosphérique à grande distance de l'HBCD lié aux particules méritent d'être examinés de plus près.

Il y a un manque généralisé de données sur les concentrations d'HBCD dans l'environnement au Canada, surtout dans les sédiments, les sols, les boues d'épuration et le biote.

Des éclaircissements sont également requis concernant la toxicité pour les organismes présents dans le sol et les sédiments. Des essais menés pendant 28 jours chez le Lumbriculus ont donné des résultats nettement divergents (une CSEO de 5 et égale ou supérieure à 1 000 mg/kg de sédiments [poids sec]), ce qui indique que les effets notés lors des essais menés sur le sol et les sédiments peuvent être fortement influencés par les méthodes utilisées pour intégrer la substance d'essai, notamment l'utilisation d'une substance porteuse. D'autres incertitudes sont associées à la toxicité pour la faune, notamment les voies et produits métaboliques éventuels, ainsi que les effets d'une exposition prolongée (p. ex., pendant la durée de vie et sur plusieurs générations) sur les espèces pélagiques, benthiques et fauniques et sur celles vivant dans le sol.

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