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Rapport d'évaluation préalable sur l'hexabromocyclododécane

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service 3194-55-6

Environnement Canada
Santé Canada

Novembre 2011

(Version PDF - 1 260 Ko)

Table des Matières

Sommaire

Conformément à l'article 74 et au paragraphe 68(b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999)[LCPE (1999)], les ministres de l'Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable de l'hexabromocyclododécane (HBCD). L'HBCD, dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (n° CAS)[1] est 3194-55-6, était l'une des substances inscrites sur la Liste intérieure des substances (LIS) qui a été choisie pour un projet pilote d'évaluation préalable. Durant la catégorisation visant la Listeintérieure, une priorité élevée a été accordée à l’évaluation préalable de cette substance, car elle répondait aux critères de la persistance, de la bioaccumulation et de la toxicité intrinsèque pour la vie aquatique. On reconnaît que le numéro de registre CAS contient plus d'un numéro pour l'HBCD (p. ex. le numéro de registre CAS 25637-99-4 fait référence au HBCD où les substituants de brome ne sont pas comptés). Dans cette évaluation, toutes les données et études pertinentes disponibles de qualité fiable ont été prises en considération sur un pied d'égalité; par conséquent, les résultats et la portée s'appliquent à l'HBCD en général et ils ne tiennent pas compte du numéro de registre CAS.

L’hexabromocyclododécane est principalement utilisé comme agent ignifuge dans le polystyrène qui sert de matériau isolant dans l’industrie du bâtiment. Il est également utilisé pour l’ignifugation des textiles dans le rembourrage du mobilier résidentiel et commercial, la garniture des sièges dans l’industrie du transport, les revêtements muraux et les tentures. Il pourrait être ajouté aux liants au latex, aux adhésifs et aux peintures, au polystyrène choc et aux résines styrène acrylonitrile pour l'équipement électronique et électrique.

En ce qui concerne les années et les continents pour lesquels des données sont disponibles depuis 2000, on note une augmentation de la demande d'HBCD. La demande mondiale en HBCD a été estimée à 16 700 tonnes en 2001, ce qui représente 8,2 % de la demande totale en agents ignifuges bromés cette année-là. Selon les résultats d'une enquête menée pour l'année 2000 en vertu de l'Avis concernant certaines substances inscrites sur la Liste intérieure des substances, paru en application de l'article 71, il n'y a eu aucune fabrication d'HBCD au Canada en 2000. Les quantités importées dans le pays cette année-là étaient de l'ordre de 100 000 à 1 000 000 kg.

Environnement

Des études de surveillance rapportent la présence d'HBCD dans de nombreux milieux naturels, parfois en concentration élevée à proximité de sources urbaines ou industrielles. Des analyses de carottes de sédiments indiquent clairement une augmentation continue des concentrations d'HBCD depuis les années 1970, ce qui confirme une stabilité dans les sédiments profonds pouvant atteindre des périodes de plus de 30 ans. De même, des données confirment l’augmentation des concentrations d’hexabromocyclododécane dans le biote en Amérique du Nord et en Europe, à la fois au sein des espèces et le long des chaînes trophiques.

Des données mesurées et modélisées indiquent que l'HBCD entreprendra une dégradation primaire dans certaines conditions. Cependant, la dégradation ultime dans l'environnement est un processus lent. Des études en laboratoire portant sur l'eau, les sédiments, le sol et les boues confirment la présence de produits de dégradation primaire, notamment le cyclododéca-1,5,9-triène; selon les essais effectués en laboratoire, cette substance ne se biodégrade pas facilement, elle peut être toxique pour la vie aquatique (avec des concentrations létales médianes mesurées et prévues [CL50] < 1 mg/L) et elle est potentiellement bioaccumulable dans les organismes aquatiques.

Ensemble, les éléments de preuve issus des études de dégradation et les données de surveillance sur les sédiments établissent que l'HBCD peut demeurer stable dans l'environnement pendant des périodes relativement longues. La substance répond donc aux critères de la persistance dans l’eau, le sol et les sédiments prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE (1999) [demi-vie dans l’eau et le sol d’au moins 182 jours, et demi-vie dans les sédiments d’au moins 365 jours]. De plus, l’hexabromocyclododécane répond aux critères de la persistance dans l’air prévus dans le même Règlement (demi-vie d’au moins deux jours ou potentiel de transport atmosphérique de la source vers une région éloignée), selon une demi-vie atmosphérique prévue de 2,13 jours et des indications de présence dans des régions considérées comme étant éloignées de sources potentielles, notamment l’Arctique.

Comme l'indique la majorité des données expérimentales et prévues, l'HBCD répond aux critères de la bioaccumulation précisés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [facteur de bioaccumulation () ou facteur de bioconcentration (FBC) de 5 000 ou plus] et il est susceptible de présenter un potentiel de bioaccumulation important dans l'environnement. Des facteurs de bioconcentration de 18 100 (truite arc-en-ciel) et de 12 866 (tête-de-boule, état stable) ont été obtenus au cours d'études en laboratoire. De plus, des études sur le terrain ont révélé qu’il y a une bioaccumulation et une bioamplification de l’hexabromocyclododécane dans les réseaux trophiques.

L’hexabromocyclododécane s’est révélé toxique pour les espèces aquatiques et terrestres et il a des effets néfastes importants sur la survie, la reproduction et le développement des algues, des daphnies et des vers annelés. Selon des études récentes, il pourrait nuire au fonctionnement normal des enzymes hépatiques et des hormones thyroïdiennes chez les poissons. En ce qui concerne les mammifères, l’exposition sublétale a été associée à des effets toxicologiques potentiels sur le foie et la thyroïde, y compris une détérioration des cellules, une hausse importante de l’activité enzymatique hépatique, une grande réduction des taux d’hormones thyroïdiennes en circulation et une hausse du poids de la thyroïde.

La combustion de l'HBCD dans certaines conditions non contrôlées peut entraîner la production de polybromodibenzoparadioxines et de polybromodibenzofuranes. Des traces de ces composés et de leurs précurseurs ont été mesurées pendant la combustion de matériaux polystyrènes ignifugés contenant de l’hexabromocyclododécane. Ces produits de transformation constituent des analogues bromés des polychlorodibenzofuranes et des polychlorodibenzoparadioxines de la voie 1 énoncés dans la Politique de gestion des substances toxiques.

La présence généralisée d'HBCD dans l'environnement mérite qu'on s'en préoccupe à la lumière de solides données établissant que la substance y est persistante et bioaccumulable. Par ailleurs, l'analyse des quotients de risque a permis de déterminer que les concentrations d'HBCD dans l'environnement au Canada peuvent nuire aux populations d'organismes pélagiques et benthiques, mais elles sont peu susceptibles, à l'heure actuelle, d'avoir des effets nocifs directs sur les organismes du sol et les espèces sauvages.

Selon les renseignements que contient la présente évaluation préalable, il est proposé de conclure que l'HBCD pénètre dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique.

Santé humaine

La population générale du Canada peut être exposée à l’hexabromocyclododécane par voie orale et par inhalation. Les milieux naturels (air ambiant, eau, sol et sédiments), la poussière domestique, l'air intérieur, le lait maternel et les produits de consommation traités avec de l'HBCD sont au nombre des sources connues d'exposition humaine à cette substance. L'HBCD peut être libéré de la matrice d'un produit au fil du temps par abrasion et utilisation, car il n'est pas lié par covalence.

La caractérisation des risques que présente l’hexabromocyclododécane pour la santé humaine était fondée principalement sur l’évaluation de l’Union européenne, ainsi que sur la prise en compte de données plus récentes. Selon les résultats tirés d'une base de données limitée, l'HBCD n'a pas de potentiel génotoxique significatif in vitro ou in vivo, il n'est pas cancérogène et n'a pas causé de toxicité systémique lors d'une étude de l'exposition chronique par voie alimentaire. L'étude critique aux fins de la caractérisation du risque pour la santé humaine était un essai de toxicité sur la reproduction mené sur deux générations; les effets relevés comprenaient une diminution de la fertilité et une faible hypothyroïdie chez les mères enceintes et, à de fortes doses, une hyperthyroïdie réversible chez la progéniture à partir du sevrage jusqu'à l'âge adulte. De plus, étant donné les effets potentiels sur le développement, on a jugé qu'il était pertinent de prendre en considération une dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) sur le comportement chez les nourrissons et les enfants. Les estimations les plus élevées de la limite supérieure de l'absorption d'HBCD seraient associées aux enfants qui sont allaités (ingestion de lait maternel) et portent des produits de consommation à leur bouche. Une comparaison de ces estimations d'exposition avec les concentrations associées à un effet critique, qui proviennent des résultats d'un essai de toxicité sur la reproduction mené sur deux générations ainsi que les résultats de la dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) sur le comportement indique des marges d'exposition qui sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes relatives aux bases de données sur les effets pour la santé et l'exposition. À la lumière des renseignements disponibles, il est proposé de considérer l'HBCD comme une substance qui ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à des concentrations ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Conclusion

D'après les renseignements disponibles concernant la santé humaine et l'environnement, il est proposé de conclure que l'HBCD répond au moins un des critères de l'article 64 de la LCPE (1999).

De plus, il est proposé de conclure que l'HBCD répond aux critères de la persistance et à ceux du potentiel de bioaccumulation prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation, que sa présence dans l'environnement est principalement attribuable à l'activité humaine et qu'elle n'est pas une substance inorganique d'origine naturelle ou un radionucléide d'origine naturelle; par conséquent, la substance répond aux critères stipulés dans le paragraphe 77(4) de la LCPE (1999) et la mise en œuvre de la quasi-élimination est proposée en vertu du paragraphe 65(3) de la LCPE (1999).

Des activités de recherche et de surveillance viendront, s'il y a lieu, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable et, le cas échéant, l'efficacité des mesures de contrôle possibles définies à l'étape de la gestion des risques.

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Introduction

La présente évaluation préalable a été effectuée conformément à l'article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE 1999) (Canada, 1999). Cet article exige que les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à des évaluations préalables des substances qui répondent aux critères de la catégorisation énoncés à l'article 73 de la Loi afin de déterminer si elles répondent ou pourraient répondre aux critères de l'article 64 de cette loi.

En se fondant sur l'information obtenue dans le processus de catégorisation, les ministres ont jugé qu'une attention hautement prioritaire devait être accordée à un certain nombre de substances, à savoir :

La substance hexabromocyclododécane [HBCD; numéro de registre du Chemical Abstracts Service (n° CAS) 3194-55-6] figurait parmi les 123 substances inscrites sur la Liste intérieure des substances (LIS) choisies dans le cadre d'un projet pilote à des fins d'évaluation préalable. Durant la catégorisation de la Liste intérieure des substances, la substance a été définie comme une priorité élevée pour l'évaluation préalable, car elle répondait aux critères de persistance, de bioaccumulation et de toxicité intrinsèque pour la vie aquatique.

Même si l'évaluation des risques que présente l'HBCD pour l'environnement est jugée hautement prioritaire, cette substance ne répond ni aux critères de la catégorisation applicables au PFRE ou au REI, ni aux critères définissant un grave risque pour la santé humaine, compte tenu du classement attribué par d'autres organismes nationaux ou internationaux quant à sa cancérogénicité, à sa génotoxicité ou à sa toxicité sur le plan du développement ou de la reproduction. La présente évaluation est donc axée principalement sur les renseignements présentant de l'intérêt pour l'évaluation des risques touchant l'environnement.

Les évaluations préalables mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de l'article 64 de la Loi. Elles visent à examiner les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.

La présente ébauche d'évaluation préalable prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers et les risques, les utilisations de la substance en question et l'exposition à celle-ci. Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de l'HBCD sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d'autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment. Pour l'évaluation écologique, les renseignements obtenus jusqu'en juillet 2010 ont été pris en considération en vue de leur inclusion dans le présent document, et les résultats des recherches documentaires menées jusqu'en janvier 2010 l'ont été dans le cadre de l'évaluation des risques pour la santé humaine. Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique; il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions. De plus, une enquête sur l'HBCD auprès de l'industrie a été menée en 2000 au moyen d'un avis paru dans la Gazette du Canada, conformément à l'article 71 de la LCPE (1999). Cette enquête a permis de recueillir des données sur la fabrication, l'importation, les utilisations et les rejets d'HBCD au Canada (Environnement Canada, 2001).

L'évaluation des risques pour la santé humaine suppose la prise en compte des données utiles à l'évaluation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble et de l'information sur les dangers et les risques pour la santé (fondée principalement sur des évaluations effectuées par d'autres organismes selon la méthode du poids de la preuve et ayant servi à déterminer le caractère prioritaire de la substance). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique ou sur la marge entre les valeurs prudentes de concentration donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données répertoriées sur l'exposition et les effets, et ce, dans le contexte d'une évaluation préalable[2]. L'évaluation préalable ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire des renseignements essentiels qui appuient la conclusion.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes exécutés par ces ministères. Le volet de la présente évaluation ayant trait à l'environnement a fait l'objet d'une étude scientifique consignée par des pairs ou d'une consultation de ces derniers, et les commentaires reçus ont été pris en considération dans la production de ce document. Bernard Gadagbui, Ph. D. (Toxicology Excellence for Risk Assessment), Michael Jayjock, Ph. D. (The LifeLine Group) et Susan Griffin, Ph. D. (Environmental Protection Agency des États-Unis) ont fait part de leurs remarques à propos des parties techniques pertinentes à la santé humaine. En outre, une ébauche de cette évaluation préalable a fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60 jours. Bien que les commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu et des conclusions de l'évaluation préalable.

Les considérations et renseignements importants qui sous-tendent la présente évaluation sont présentés ci-après.

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Identité de la substance

Aux fins du présent document, la substance est appelée HBCD, appellation tirée de son nom chimique, l'hexabromocyclododécane.

Les structures chimiques de l'HBCD sont présentées au tableau A-1 (Annexe 1). L'HBCD est un bromure cycloaliphatique produit par la bromation du cyclododécatriène (n° CAS 27070-59-3, Mack, 2004). Le produit technique qui en résulte constitue principalement un mélange de trois diastéréo-isomères (stéréo-isomères) nommés alpha (α), bêta (β) et gamma (γ), définis selon leur ordre d'élution dans une colonne de chromatographie liquide à haute performance (CLHP) en phase inverse. Des traces de deux autres diastéréo-isomères, delta (δ) et epsilon (ε), ont également été signalées. En principe, il est possible d'observer jusqu'à 16 stéréo-isomères, y compris six paires diastéréo-isomériques d'énantiomères et quatre structures méso, d'après les caractéristiques structurelles de la substance (Heeb et al. 2004; Lawet al., 2005). Les isomères α, β et γ ont été observés dans des paires chirales, alors qu'aucune rotation optique n'a été décelée chez les stéréo-isomères et δ et ε; ces derniers ont donc été provisoirement désignés comme structures méso (Law et al. 2005).

En général, l'HBCD commercial se compose d'un isomère γ à environ 80 à 85 %, d'un isomère α à 8 ou 9 % et d'un isomère β à 6 % (ACCBFRIP, 2005). Quatre formes commerciales d'HBCD sont disponibles, à savoir celles qui ont un point de fusion faible, moyen et élevé et celles qui sont thermiquement stables; chaque forme contient des proportions différentes des trois stéréo-isomères (Tomy et al., 2004a). La forme de l'HBCD est sélectionnée en fonction de son utilisation finale.

On reconnaît que le numéro de registre CAS contient plus d'un numéro pour l'HBCD (p. ex., n° CAS 25637-99-4). Dans cette évaluation, toutes les données et études pertinentes disponibles de qualité fiable ont été prises en considération sur un pied d'égalité; par conséquent, les résultats et la portée s'appliquent à l'HBCD en général et ils ne tiennent pas compte du numéro de registre CAS.

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Propriétés physiques et chimiques

Le tableau A-2 présente les propriétés physiques et chimiques (valeurs expérimentales et modélisées) de l'HBCD qui se rapportent à son devenir dans l'environnement. L'HBCD se caractérise par un coefficient de partage octanol-eau élevé (log Koe) et un coefficient de partage carbone organique-eau (log Kco) (plus précisément, une valeur de log Koe de 5,625 à 5,81 et une valeur de log Kcoextrapolée de 5,097), une faible hydrosolubilité (65,6 µg/L, somme des solubilités des trois principaux diastéréo-isomères), ainsi qu'une faible pression de vapeur (6,27 × 10-5Pa à 21 °C).

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Sources

On n'a trouvé dans les publications aucune mention de la présence naturelle d'HBCD dans l'environnement, et les sources d'exposition à cette substance sont anthropiques.

Les résultats d'une enquête menée auprès de l'industrie, déclarés en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), démontrent que l'HBCD n'a pas été fabriqué au-dessus des seuils de déclaration au Canada en 2000, quoique des quantités allant de 100 000 à 1 000 000 kg y ont été importées au cours de cette même année (Environnement Canada, 2001)..

À l'échelle mondiale, l'HBCD est une substance chimique produite en grande quantité aux États-Unis, à savoir plus de 16 700 tonnes par année (Heeb et al. 2005). Pour les années de déclaration 1994, 1998 et 2002, les volumes annuels de production et d'importation aux États-Unis se situaient entre 4 535 et 22 679 tonnes, soit entre 10 et 50 millions de livres (US EPA, 2002). La demande mondiale en HBCD a augmenté les deux années suivantes; on l'a estimée à 21 400 tonnes par année en 2002 et à 22 000 tonnes par année en 2003 (Bromine Science and Environmental Forum, 2006). En 2001, les marchés principaux étaient l'Europe (9 500 tonnes), où l'HBCD est catégorisé comme une substance chimique produite en grande quantité, l'Asie (3 900 tonnes) et les Amériques (2 800 tonnes). Les estimations pour 2007 indiquent que la consommation annuelle en Europe avait augmenté et qu'elle avait ainsi atteint 11 000 tonnes (ECHA, 2008).

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Utilisations

L'HBCD est utilisé principalement comme ignifugeant dans les mousses de polystyrène expansé et les mousses de polystyrène extrudé servant d'isolants thermiques dans l'industrie de la construction (ACCBFRIP, 2005). Les mousses de polystyrène expansé et extrudé sont intégrées dans des matériaux comme les panneaux isolants d'immeubles industriels et résidentiels (Great Lakes Chemical Corporation, 2005a). Le polystyrène expansé est également utilisé comme isolant des glacières et matériau d'emballage (courriel envoyé en 2007 par un gestionnaire de la qualité de l'environnement de l'entreprise importatrice à la Direction des substances existantes, à Environnement Canada; source non citée). Les concentrations d'HBCD dans les mousses en Europe sont supérieures à celles utilisées au Canada, afin de satisfaire aux normes européennes de prévention des incendies. Pour ce qui est des mousses européennes, les concentrations d'HBCD sont généralement d'environ 0,67 % dans le polystyrène expansé et elles vont de 1 à 3 % dans le polystyrène extrudé (EURAR, 2008). Au Canada, les concentrations d'HBCD dans les mousses de polystyrène extrudé vont généralement de 0,5 à 1 % (EPSMAet al. 2009).

Une autre application de l'HBCD est l'ignifugation des textiles, pour laquelle la substance, emprisonnée dans un polymère, est appliquée à l'envers du tissu d'ameublement à des concentrations allant généralement de 6 à 15 % (ACCBFRIP, 2005). Parmi les produits finis ordinaires de cette application, on compte le mobilier résidentiel et commercial, les sièges automobiles, les rideaux et les revêtements muraux (FRCA, 1998). L'HBCD peut être ajouté aux liants au latex, aux adhésifs et aux peintures, pour les rendre ignifugeants (Albemarle Corporation, 2000a; Great Lakes Chemical Corporation; 2005a). Il peut aussi être ajouté au polystyrène choc employé dans l'équipement électrique et électronique, par exemple l'équipement audiovisuel, même si cette application n'est pas courante (BSEF, 2003). L'HBCD n'est pas utilisé dans les boîtiers d'équipement électronique de produits comme les téléviseurs et les ordinateurs, lesquels doivent satisfaire à des normes supérieures à celles d'autres produits en matière d'ignifugation (ACCBFRIP, 2005).

Les principales utilisations de l'HBCD au Canada (le polystyrène expansé, le polystyrène extrudé et les textiles) sont conformes aux profils d'utilisation mondiaux et européens mentionnés ci-dessus. Le rapport d'évaluation des risques de l'Union européenne sur l'HBCD (EURAR, 2008) donne quelques exemples de produits de consommation finale contenant de l'HBCD :

L'HBCD est un ignifugeant de type additif. Les additifs ignifuges sont combinés physiquement avec le matériau traité; ils n'y sont pas liés par une réaction chimique comme les ignifugeants réactifs. Par conséquent, une migration est possible, au moins dans une certaine mesure, dans et à partir de la matrice polymérique. Plusieurs facteurs limitent la migration d'HBCD dans les polymères, y compris une faible pression de vapeur, une faible hydrosolubilité et une prévision élevée du coefficient de partage carbone organique-eau (Kco) de la substance (courriel envoyé en 2007 d'un gestionnaire de la qualité de l'environnement de l'entreprise importatrice à la Direction des substances existantes, à Environnement Canada; source non citée). Néanmoins, l'HBCD à la surface d'un polymère ou d'un produit pourrait être rejeté dans l'environnement lors de l'utilisation ou de l'élimination du produit.

De faibles quantités de peroxydes organiques sont fréquemment ajoutées à l'HBCD pour augmenter l'efficacité du rendement (US NRC, 2000), et des formes thermiquement stables d'HBCD sont requises pour les températures de traitement supérieures à 200 °C. Le peroxyde de dicumyle peut être utilisé comme agent synergique avec l'HBCD dans le polystyrène expansé afin d'améliorer l'ignifugation (courriel envoyé en 2007 par un gestionnaire de la qualité de l'environnement de l'entreprise importatrice à la Direction des substances existantes, à Environnement Canada; source non citée).

Sources de rejets

Des rejets d'HBCD dans l'environnement peuvent se produire pendant la production et la fabrication, le traitement, le transport, l'utilisation, la mauvaise manipulation, l'entreposage ou le confinement défectueux, les émissions par des sources ponctuelles, les rejets migratoires issus de l'utilisation de produits manufacturés et de l'élimination de la substance ou de produits contenant la substance. L'HBCD peut être rejeté dans l'air, l'eau, le sol et les sédiments.

Étant donné que l'HBCD ne semble pas produit au Canada, les rejets éventuels liés à sa production ne seront pas davantage pris en considération dans la présente évaluation. L'HBCD rejeté pendant les activités de traitement peut pénétrer dans l'air ou être déversé dans les eaux usées. Comme ses principales utilisations sont associées à la production de polymères pour les industries de la construction et du textile, il serait rejeté en grande partie dans les secteurs urbains et industriels. On s'attend à ce que les rejets provenant des activités de traitement des mousses de polystyrène soient considérablement inférieurs à ceux liés aux revêtements de textiles contenant de l'HBCD (courriel envoyé en 2007 par un gestionnaire de la qualité de l'environnement de l'entreprise importatrice à la Direction des substances existantes à Environnement Canada; source non citée). En Europe, par exemple, bien que les applications de mousse de polystyrène représentent la grande majorité de l'utilisation d'HBCD, par rapport à la masse totale d'HBCD rejetée à partir du traitement et du cycle de vie des applications, les applications de mousse de polystyrène représentent une source plus faible que les applications textiles (EURAR, 2008). En outre, les rejets d'HBCD sont plus susceptibles d'être associés aux activités de traitement impliquant l'utilisation et la manipulation directes d'HBCD par rapport aux activités qui emploient simplement des matériaux contenant de l'HBCD (lettre envoyée par l'EPSMA au gouvernement du Canada, 2010; source non citée). Que l'HBCD soit présent dans des particules de poussière atmosphérique ou adsorbé sur des particules, il peut être éliminé de l'atmosphère par sédimentation. L'HBCD rejeté dans les eaux usées sera probablement transporté vers une installation de traitement. Les coefficients élevés de partage carbone organique-eau et octanol-eau (log Koe de 5,625 à 5,81 et une estimation du log Kco de 5,097) semblent indiquer que la plupart de l'HBCD pénétrant dans une installation de traitement est retenue dans les boues. Cependant, de petites quantités (p. ex., 1 260 ng/L; Deuchar, 2002) ont été mesurées dans les effluents terminaux déversés dans les eaux réceptrices. On prévoit que la plupart de l'HBCD pénétrant dans les eaux de surface se répartira dans les matériaux du lit après avoir été adsorbé aux particules en suspension dans l'eau et avoir subi une sédimentation par la suite.

Au cours de la vie utile des produits finaux, l'HBCD peut être rejeté sous forme de vapeur ou de particules dans l'air ou par lixiviation dans l'eau. Les rejets devraient être observés initialement dans l'air, mais la sédimentation et l'élimination de particules entraîneraient des pertes dans le sol et l'eau. Des pertes peuvent également se produire par abrasion et dégradation de produits polymères finaux. Il est peu probable que l'HBCD présent dans la mousse isolante soit exposé aux conditions climatiques une fois la construction de l'immeuble terminée (p. ex., les produits de mousse de polystyrène dans un état installé). Par contre, avant et pendant la construction, ainsi que pendant la démolition, l'isolation peut subir des altérations atmosphériques, une désintégration physique et une usure, ce qui pourrait entraîner un rejet de particules contenant de l'HBCD. Une fois emprisonnés, ces matériaux de construction peuvent subir une certaine désintégration au fil du temps et entraîner le rejet d'HBCD par la suite. Toutefois, on estime que les rejets de matériaux emprisonnés seraient faibles, étant donné que la poussière et la fragmentation seraient probablement minimes et que la volatilisation de l'HBCD issue de produits serait faible. L'HBCD emprisonné dans les matériaux de revêtement de textile sera plus enclin à subir les altérations atmosphériques et l'usure pendant la durée de vie utile du produit polymère, notamment par le lavage et le nettoyage au moyen de produits chimiques. Les pertes seront probablement observées surtout dans les déchets solides et les eaux usées. Par contre, dans le cas des matériaux de construction, des rejets dans le sol pourraient se produire et être suivis d'émissions atmosphériques ou d'un ruissellement. Ces pertes s'appliquent à l'HBCD dans les produits fabriqués au Canada ainsi qu'à l'HBCD dans les produits finis et semi-finis importés au pays.

Une enquête menée auprès de l'industrie européenne (EBFRIP, 2009) a déterminé qu'il y avait un risque de perte de la substance dans les sols en raison des pratiques d'élimination de déchets d'emballage. Cette enquête portait sur une sélection de producteurs, d'entrepôts et d'utilisateurs directs d'HBCD de première ligne en Europe et elle représentait les premières étapes du cycle de vie de l'HBCD. Les déchets d'emballage étaient le facteur principal des rejets potentiels de la substance dans les sols, en raison des sites d'enfouissement et des compostages non contrôlés, du recyclage des papiers d'emballage vides, des substances qui se déplacent vers des destinations inconnues, et de l'entreposage protégé des matériaux d'emballage. Le sondage a également montré que la mise en œuvre de pratiques exemplaires dans la manutention a sensiblement réduit les rejets totaux, qui sont passés de 2 017 kg par année en 2008 à 309 kg par année en 2009 (EBFRIP, 2009), tandis que les pertes annuelles dans les sols ont diminué en passant de 1 857 kg d'HBCD par année (2008) à 196 kg par année (2009).

Les produits et matériaux contenant de l'HBCD dans les sites d'enfouissement subiront des altérations atmosphériques, en rejetant des particules de la substance essentiellement dans le sol et, dans une moindre mesure, dans l'eau et l'air. On prévoit que l'HBCD rejeté dans le sol lors des activités d'enfouissement sera adsorbé sur les particules et la matière organique, et qu'il restera en grande partie immobile. un certain transport de surface limité peut se produire dans l'eau, en raison de l'entraînement de la substance par l'eau de pluie et le ruissellement. Toutefois, étant donné la faible pression de vapeur de la substance, il est improbable qu'elle se volatilise à partir de la surface du site d'enfouissement. Il existe peu d'information sur la quantité d'HBCD dans le lixiviat du site d'enfouissement. Cependant, étant donné la faible solubilité de la substance, la lixiviation à partir de la surface des produits polymères dans le site d'enfouissement est probablement limitée. De faibles concentrations d'HBCD (maximum de 9 ng/L; Remberger et al., 2004) ont été mesurées dans deux échantillons de lixiviat prélevés dans un site d'enfouissement suédois servant aux déchets issus de la construction et de la démolition. Des concentrations sensiblement plus élevées (poids sec maximum de 36 000 ng/g) étaient présentes dans la phase particulaire de l'eau de lixiviation aux Pays-Bas (Morris et al. 2004). Toutefois, ces échantillons ont été prélevés à partir de l'eau de lixiviation avant qu'elle soit traitée et rejetée dans l'eau de surface. La tendance d'adsorption de l'HBCD sur les particules, son hydrosolubilité limitée et les preuves selon lesquelles la substance subira une biodégradation anaérobie laissent penser que le risque de contamination de l'eau souterraine par des produits contenant de l'HBCD est probablement faible dans les sites d'enfouissement.

L'HBCD est instable à des températures supérieures à 200 °C (Albemarle Corporation, 2000a) et, par conséquent, il se décompose lors de l'incinération. Des résultats expérimentaux confirment que dans certaines conditions, l'HBCD et les produits qui en contiennent peuvent rejeter de petites quantités de polybromodibenzoparadioxine et de polybromodibenzofurane durant leur incinération. Des traces de ces composés ont été mesurées pendant la combustion de matériaux polystyrènes ignifugés comprenant de l'HBCD (Dumler et al., 1989; Desmet et al., 2005). Les polybromodibenzoparadioxines et les polybromodibenzofuranes présents dans les déchets d'HBCD seront probablement détruits par les températures très élevées des incinérateurs fonctionnant efficacement. Néanmoins, ces substances peuvent être rejetées par des incinérations non contrôlées, des incendies fortuits et des incinérateurs fonctionnant mal (Weber et Kuch, 2003). Une étude menée par Desmet et al. (2005) a documenté la formation de bromophénols, précurseurs reconnus des polybromodibenzodioxines et des polybromodibenzofuranes, au cours de la combustion d'un polystyrène extrudé ignifugeant contenant de l'HBCD. Cependant, cette étude n'a pas révélé la formation de dioxines et de furanes.

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Devenir dans l'environnement

Le tableau A-2 résume certaines des propriétés physiques et chimiques mesurées et prévues de l'HBCD.

À cause de l'utilisation de l'HBCD comme ignifugeant, les rejets de cette substance dans l'environnement au Canada devraient être diffus, avec quelques sources ponctuelles (p. ex., à partir des installations de traitement) et avoir lieu principalement dans les eaux usées. Des rejets dans le sol pourraient également se produire pendant l'épandage de boues d'épuration comme biosolides sur les terres agricoles et les pâturages. Des rejets peuvent se produire tant dans l'environnement intérieur que dans l'environnement extérieur. Les concentrations dans la poussière, l'alimentation, le sérum et l'air intérieur sont présentées dans les tableaux A-9 à A-12 et la section « Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine » leur est consacrée.

La faible hydrosolubilité (65,6 µg/L, somme des solubilités individuelles des trois diastéréo-isomères [γ-HBCD : 2,0 µg/L, α-HBCD : 48,8 µg/L et β-HBCD : 14,7 µg/L à 20  C]; voir le tableau A-2), la faible pression de vapeur (6,27 × 10-5 Pa à 21  C) et les coefficients de partage élevés (log Koe de 5,625 à 5,81, estimation du log Kco de 5,097) indiquent que l'HBCD rejeté dans l'environnement ne se répartira probablement pas dans l'air et ne demeurera pas dans l'eau, mais qu'il se déposera plutôt dans les sédiments et dans le sol. Les coefficients de partage élevés indiquent que l'HBCD rejeté dans l'eau devrait s'adsorber sur la fraction organique des matières solides en suspension et des sédiments. Si l'HBCD est rejeté dans le sol, il devrait être très légèrement mobile, d'après la valeur estimée du log Kco. D'après sa faible pression de vapeur, la substance ne devrait pas se volatiliser à partir des surfaces de sol sèches. Les résultats du modèle de fugacité de niveau III (tableau A-3) confirment l'attente selon laquelle l'HBCD se retrouve en grande partie dans le sol et les sédiments, selon son milieu de rejet (EQC, 2003). Le modèle prévoyait la répartition suivante :

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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).

Une expérience menée par Harrad et al. (2009a) a déterminé une demi-vie de dégradation primaire de 12,2 semaines (85,4 jours) pour l'HBCD dans la poussière intérieure exposée à la lumière naturelle, et 26 semaines (182 jours) pour l'HBCD dans la poussière contenue dans les échantillons témoins non exposés. L'étude a révélé un changement significatif de l'isomère γ-HBCD en isomère α-HBCD dans un délai d'une semaine avec une exposition à la lumière naturelle, sans aucun changement significatif dans les fractions énantiomériques. On a également observé une diminution des concentrations d'HBCD ainsi qu'une augmentation concomitante des pentabromocyclododécanes (PBCD – produits de dégradation de l'HBCD), avec le processus amélioré relatif à l'exposition à la lumière. L'étude a conclu qu'un changement rapide par photolyse du profil du diastéréo-isomère et une perte d'HBCD concomitante et plus lente par dégradation par l'élimination d'acide bromydrique avaient eu lieu.

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-HBCD à 6,0 %, un isomère β-HBCD à 8,5 % et un isomère γ-HBCD 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 (RQSA) ont également été prises en considération (Environnement Canada, 2007; voir le tableau A-4). 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 potentiellement stable, 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 β inférieures aux limites de détection. Ainsi, la quantification n'était possible que pour l'isomère γ-HBCD, et aucun renseignement n'est disponible au sujet du devenir des isomères α-HBCD et β-HBCD. Ce fait est particulièrement important, compte tenu des preuves de prépondérance de l'isomère α-HBCD dans le biote, qui semblent 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 interprétés en périodes de disparition plutôt qu'en taux de biodégradation (EURAR, 2008).

Dans une étude de grande qualité, l'EBFRIP (2004b) et Daviset al. (2006b) 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 β-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 David et al.(2006b), selon lesquelles existait peu de différences entre le comportement de transformation des trois isomères, bien qu'il se soit avéré que le β-HBCD se transformait beaucoup plus rapidement que les isomères α-HBCD et γ-HBCD lorsqu'il était incubé dans les boues de digestion (Davis et al., 2006b).

Aucun renseignement n'a été trouvé sur les propriétés de dégradation et la toxicité inhérente 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 B, Tableau B-1). 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 dix 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 tableau B-2). Cependant, il est indiqué que la probabilité de bioaccumulation du cyclododéca-1,5,9-triène (CDT) dépendra de sa stabilité dans un milieu donné; la substance doit être stable suffisamment longtemps afin de se bioaccumuler. 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). 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-triène a 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 et al., 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..

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 (Rembergeret al., 2004; Minh et al., 2007; Bogdal et al., 2008; Kohler et al., 2008; Tanabe, 2008). Par exemple, Remberger et al. (2004), 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. Les résultats obtenus lors d'études de laboratoire semblent indiquer que les demi-vies de dégradation primaire peuvent être inférieures à 365 jours. Cependant, selon les résultats d'un essai de biodégradation immédiate et 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 (Boethlinget al., 1995). En outre, les mesures effectuées sur des carottes de sédiments indiquent que les demi-vies de dégradation primaire dans l'environnement seront probablement sensiblement supérieures à 365 jours. D'après les renseignements recueillis à ce jour au sujet des produits de dégradation de l'HBCD, certains de ces produits (le cyclododéca-1,5,9-triène par exemple) sont potentiellement bioaccumulables et extrêmement dangereux, comme l'HBCD lui-même.

L'ACCBFRIP (2003c) et Davis et al. (2005) ont 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-HBCD a été quantifié; dès lors, cette étude ne renseigne aucunement sur le devenir des isomères α-HBCD et β-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 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-HBCD, c'est-à-dire une composition plus proche de celle du produit commercial courant. De plus, l'essai de l'EBFRIP (2004b) a été mené à des concentrations d'HBCD plus importantes que lors de l'essai réalisé par l'ACCBFRIP (2003c). 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 bien la fourchette de 2 jours à 4 semaines recommandée par 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 Schaefer et Siddiqui (2003) 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). L'essai de l'EBFRIP (2004b) a été réalisé à des concentrations d'HBCD beaucoup plus importantes que lors de l'essai mené à bien par l'ACCBFRIP (2003c), et les auteurs ont indiqué que la cinétique de dégradation a peut-être limité le transfert de masse de la substance vers les microbes.

Une étude isolant la souche bactérienne de solPseudomonas sp. a révélé qu'une millimole de γ-HBCD se dégradait de 81 % dans les cinq jours (Yamada et al., 2009); les essais n'ont mesuré aucun métabolite. Lorsque la même souche bactérienne a été soumise à des essais avec six alcanes connexes, y compris l'isomère α-HBCD, elle n'est pas parvenue à dégrader l'α-HBCD; par conséquent, les auteurs ont proposé de conclure que les enzymes de débromation de l'isomère γ-HBCD doivent posséder une spécificité du substrat.

Pour résumer, malgré les incertitudes, les données existantes sur l'HBCD semblent indiquer que la substance est persistante dans le sol. D'après les résultats des essais de biodégradation immédiate et 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 principalement, l'HBCD répond aux critères de la persistance dans l'air, l'eau, le sol et les sédiments (demi-vie dans l'air ≥ 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 A-5).

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 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), obtenus sur la base d'un poids lipidique, de 9,2, 4,3 et 7,2 pour les isomères α-HBCD, β-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 α­HBCD et β-HBCD a augmenté de façon exponentielle, avec des temps de doublement respectifs de 8,2 et 17,1 jours. Les isomères β-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 α­HBCD, 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, β 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-HBCD. De même, les isomères α­HBCD et γ-HBCD étaient présents en quantités statistiquement significatives chez le poisson exposé seulement à l'isomère β-HBCD. Les résultats laissent penser que les alevins de truite arc-en-ciel ont bioisomérisé les isomères β-HBCD et γ-HBCD et qu'ils ont entraîné la formation préférentielle de l'isomère α-HBCD. 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.

Haukas et al. (2009) ont mené des expériences relatives à l'exposition par voie orale sur des alevins de truite arc-en-ciel en vue d'évaluer le rôle de l'absorption sélective sur l'accumulation d'HBCD propre aux diastéréo-isomères dans les tissus hépatiques, cérébraux et musculaires. Les poissons exposés ont été nourris avec 10 mg d'HBCD technique/kg de poids corporel; ensuite, une privation de nourriture de 21 jours a suivi. Les résultats ont montré que l'HBCD s'était accumulé avec efficacité par voie alimentaire et qu'il s'était réparti dans l'ensemble des tissus des poissons ayant subi un échantillonnage. L'accumulation d'HBCD a atteint un maximum quatre à huit jours après l'exposition, et le changement relatif survenu dans le schéma d'accumulation de l'HBCD dans les jours 0 à 8 a indiqué une absorption sélective des diastéréo-isomères α-HBCD et β-HBCD. L'efficacité d'assimilation assimilée a indiqué que les isomères α-HBCD et β-HBCD étaient assimilés plus efficacement par l'intestin que le diastéréo-isomère γ. Une réduction de 70 % des concentrations totales d'HBCD après 21 jours a indiqué une élimination du foie et du cerveau, mais pas des muscles. Les auteurs ont mentionné que cette réduction semblait indiquer une accumulation des diastéréo-isomères propre aux organes.

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-HBCD et entre 0,2 et 9,9 pour l'isomère γ-HBCD. On n'a pas déterminé de FBAmp pour l'isomère β-HBCD 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 (δ15N). 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, β-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).

Tomy et al. (2009) ont examiné la trophodynamique de l'HBCD dans l'ensemble d'un réseau trophique marin dans l'ouest de l'Arctique canadien Chaque interaction entre le prédateur et la proie, exprimée en fonction du poids lipidique (FBA), était inférieure à un pour un isomère α-HBCD, sauf pour la relation alimentaire entre le béluga (Delphinapterus leucas) et le hareng du Pacifique (Clupea pallasi) [FBA = 1,7]. Les auteurs ont conclu qu'un épuisement métabolique de l'HBCD (et les autres ignifugeants bromés) a probablement lieu chez les animaux de niveau trophique supérieur, tandis qu'il s'accumule et est stocké plus rapidement que l'HBCD métabolisé et éliminé chez les animaux de niveau trophique inférieur.

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 (Morriset 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.

Dans leur étude de la bioaccumulation et de la biotransformation menée dans l'est du Groenland, Letcher et al. (2009) ont fait état d'un facteur de bioamplification de 1,7 ± 0,6 pour l'isomère α-HBCD (obtenu pour le poids lipidique) dans les tissus adipeux du phoque annelé (Pusa hispida) et de l'ours blanc (Ursus maritimus). Des essais in vitro de 90 minutes à l'aide de microsomes hépatiques d'ours blancs ont révélé une diminution significative de 24 % pour l'α-HBCD. On n'a décelé aucun métabolite oxydatif in situ. Les auteurs ont avancé que la biotransformation d'un isomère α-HBCD par l'intermédiaire des enzymes CYP2B pourrait expliquer la diminution de l'isomère α-HBCD lors de l'essai, comme le foie d'un ours blanc contient une quantité relativement élevée de CYPB2. Les auteurs ont conclu que les ours blancs de l'est du Groenland étaient potentiellement exposés à d'importantes concentrations d'HBCD et qu'ils les accumulaient.

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-HBCD dépassaient celles des isomères β-HBCD et γ-HBCD, et elle représentaient 65 à 70 % de la concentration totale d'HBCD présente dans les tissus. L'isomère gamma (γ)-HBCD représentait 14 à 20 % de la concentration totale, alors que l'isomère β-HBCD en représentait 9 à 15 %. Ces résultats étaient nettement opposés aux proportions décelées dans la substance d'essai, qui contenait l'isomère γ-HBCD à 84,5 %, l'isomère α-HBCD à 8,9 % et l'isomère β-HBCD 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; leurs résultats sont présentés dans le tableau A-6. Les estimations modélisées vont d'environ 158 500 (cette estimation tient compte de la transformation métabolique) à 6 457 000 (sans transformation métabolique) pour le FBA et de 4 300 (cette estimation tient compte de la transformation métabolique) à 24 000 (sans tenir compte de la transformation métabolique) pour le FBC.

D'après les données empiriques et modélisées, l'HBCD satisfait aux critères de 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 A-7 et A-8).

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).

On a détecté de l'HBCD (de 0,001 à 0,003 ng/m3d'HBCD; données tirées du graphique) pendant les mesures continues d'air à grand débit prélevées à Alert, au Nunavut, dans l'Arctique canadien entre 2006 et 2007 (Xiao et al., 2010).

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 α­HBCD, β-HBCD et γ-HBCD, respectivement.

Les concentrations européennes ont tendance à être supérieures à celles mesurées en Amérique du Nord. Rembergeret 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 β-HBCD et γ-HBCD (limite de détection : 0,003 ng/L). Les chercheurs ont fait remarquer que la détection de l'isomère α­HBCD seul dans les échantillons correspondait à son hydrosolubilité beaucoup plus importante (4,88 × 104 ng/L; voir le tableau A-2) par rapport à celle des isomères β (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 décelé d'isomères α-HBCD et β-HBCD dans les échantillons (limite de détection : de 0,04 ng/g pour les isomères β- et γ-HBCD à 0,08 ng/g poids sec pour l'isomère α-HBCD). Les résultats confirmaient que l'isomère γ-HBCD était le plus hydrophobe des trois isomères.

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-HBCD, alors que les échantillons restants étaient dominés par l'isomère α-HBCD. L'isomère β 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 β-HBCD dans les échantillons (limite de détection : de 0,04 ng/g pour les isomères β 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-HBCD 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 α­HBCD et β-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 alpha 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 β 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).

Une étude dirigée en Espagne n'a détecté aucune trace d'HBCD dans les sédiments de la rivière Cinca en amont de Mozon, une ville fortement industrialisée; pourtant, les concentrations mesurées dans les sédiments en aval contenaient jusqu'à 2 430 ng/g poids sec (Guerra et al., 2009). Le profil isomérique des échantillons de sédiments a montré que l'isomère γ-HBCD représentait 94 à 99 % de la concentration totale d'HBCD. Les auteurs ont indiqué que les concentrations dans les sédiments à cet endroit avaient augmenté entre 2002 et 2005, puis qu'elles sont demeurées similaires pour l'année 2006. La tendance concordait avec celle observée dans les tissus des poissons échantillonnés dans la région. Par ailleurs, une enquête menée sur des poissons (barbillon) en cage sur le site a indiqué une accumulation négligeable d'HBCD en amont, mais des concentrations accumulées très fortes (c'est-à-dire 15 518 ng/g poids lipidique ou 1 337 ng/g poids humide) en aval du site.

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. Une étude a examiné les boues d'épuration traitées dans une installation de traitement des eaux usées (boues activées), dans le centre du littoral de l'Atlantique aux États-Unis, qui traite les déchets domestiques et industriels (La Guardia et al., 2010). Les échantillons ont été prélevés en 2002, 2005, 2007 et 2008. L'HBCD fait partie des 23 ignifugeants détectés, et en 2005, il représentait 86 % des concentrations totales d'ignifugeants dans l'échantillon de 2005. Les concentrations d'HBCD étaient de 1 160 ng/g de carbone organique total en 2002 (l'échantillon était constitué de 28 % de carbone organique total), 1 600 000 ng/g de carbone organique total en 2005 (l'échantillon était constitué de 25 % de carbone organique total), 92 500 ng/g de carbone organique total en 2007 (l'échantillon était constitué de 25 % de carbone organique total), et 45 300 ng/g de carbone organique total en 2008 (l'échantillon était constitué de 7 % de carbone organique total). Le gamma-HBCD était généralement l'isomère dominant dans les échantillons; il représentait 40 à 69 % de l'HBCD total. Ensuite arrivait l'alpha-HBCD, qui représentait 9 à 50 % de l'HBCD total. Le bêta-HBCD représentait la plus petite fraction, avec 4 à 22 % de l'HBCD total (moins de 9 % dans trois échantillons sur quatre).

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 détecté 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 Boeret 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-HBCD 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 usines 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 β-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.

Étant donné les données limités portant sur le HBCD et les concentrations sur les eaux de surface et les sédiments au Canada, une approche par modèle de fugacité a également été appliquée dans l’évaluation pour estimer l’exposition aquatique au HBCD pour les compartiments plagiques et benthiques et pour supporter l’analyse des risques dans l’eau et les sédiments (voir Annexe C).

Biote

On a décelé de l'HBCD chez des organismes en Amérique du Nord et dans d'autres régions au monde (Tableau A-8).

Des échantillons archivés de touladis (Salvelinusnamaycush) 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 β-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.

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 β 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 alpha-HBCD et gamma-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 humide). Les concentrations de l'isomère α-HBCD étaient invariablement supérieures à celles de l'isomère γ-HBCD, alors que celles de l'isomère β-HBCD 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 β-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 (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 β 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.

On a détecté de l'HBCD dans 87 % des échantillons de poissons représentant la proie principale des phoques communs (Phoca vitulina concolor) : le hareng de l'Atlantique (Clupea harengus), le gaspareau (Alosa pseudoharengus), et le maquereau (Scomber scombrus); ces échantillons ont été prélevés au large des côtes du Maine, dans le nord-ouest de l'Atlantique (Shaw et al., 2009). Les concentrations variaient entre 2,4 et 38,1 ng/g poids lipidique (moyenne de 17,1 ng/g poids lipidique).

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-HBCD.

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 β-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 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.

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 (Phalacrocoraxcarbo; 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 jusqu'au terme de l'étude en 2003, 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. 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 ils ont souligné 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 (Isobeet 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).

Une étude récente relative aux bivalves (huîtres et moules) provenant des eaux côtières japonaises a révélé que l'HBCD était omniprésent dans la zone et qu'il s'agissait du composé organique halogéné dominant mesuré chez les organismes soumis à l'étude (Ueno et al. 2010). Les concentrations d'HBCD variaient de 12 à 5 200 ng/g poids lipidique (poids lipidique de l'échantillon : de 1 à 3,5 %); les plus élevées ont été relevées à proximité de zones urbaines et industrielles; les concentrations les plus élevées ont été relevées à proximité de la région d'Osaka. On rapporte que les concentrations d'HBCD dans les bivalves au Japon qui ont été mesurées lors de cette étude figurent parmi les plus élevées en Asie et qu'elles sont comparables aux concentrations les plus élevées en Europe; en outre, elles étaient supérieures d'un à deux ordres de grandeur aux concentrations de PBDE mesurées lors de cette étude. L'alpha-HBCD était prédominant chez les bivalves échantillonnés; il était suivi de l'isomère γ-HBCD.

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.

Les mesures continues de l'air prises entre 2006 et 2007 à Alert, au Nunavut, dans l'Arctique canadien, montrent une détection occasionnelle d'HBCD (plus de 0,001 ng/m3d'HBCD) (Xiao et al., 2010). L'auteur a fait remarquer qu'une absence de variabilité saisonnière dans les concentrations d'ignifugeants peut indiquer que les mesures reflètent une contamination de fond global et un transport atmosphérique à grande distance.

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.

Des échantillons d'air prélevés à proximité de Ny Ålesund, dans l'archipel du Svalbard (Arctique norvégien) ont fait état de concentrations moyennes dans l'air comprises entre 0,0065 et 0,0071 ng/m3 d'HBCD, et elles ont révélé que le γ-HBCD était prédominant (ManØ et al., 2008).

On a relevé des concentrations de 0,43 ng/g poids sec (isomère α-HBCD) et de 3,88 ng/g poids sec (isomère γ-HBCD) dans des sédiments prélevés au lac EllasjØen, sur l'île de BjØrnØya (île aux Ours), dans l'Arctique norvégien (Evensetet al. 2007). On n'a pas décelé l'isomère β dans les échantillons (limite de détection : 0,06 ng/g poids sec). Les auteurs ont estimé que la couche de sédiments représentait la période allant des années 1973 à 1987.

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 jaunes 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 prélevés 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. Une étude antérieure menée par Verreaultet 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). 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 tissus 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 γ-HBCD 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 γ-HBCD 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 α­HBCD 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).

Tomy et al. (2009) ont examiné un réseau trophique marin dans l'Arctique canadien et ils ont constaté que les concentrations moyennes d'HBCD chez les poissons pélagiques allaient de 0,9 ng/g poids lipidique chez le cisco arctique (Coregonus autumnalis) à 11,8 ng/g poids lipidique chez la morue polaire (Boreogadus saida). Chez les organismes du niveau trophique supérieur, les concentrations moyennes d'HBCD étaient comprises entre 1,1 ng/g poids lipidique chez le phoque annelé (Phoca hispida) et 1,9 ng/g poids lipidique chez le béluga (Delphinapterus leucas).

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 1960, voire avant cette période. Étant donné que la substance chimique a été commercialisée au cours des années 1960, les auteurs décrivent comme une surprise la présence d'HBCD dans les plus vieux sédiments, et ils font des spéculations en vue de déterminer si les mélanges par bioturbation et les incertitudes relatives aux modèles de dates ont influencé ces résultats sur les sédiments.

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. Cependant, il existe peu d'études qui analysent les tendances temporelles de l'HBCD dans le biote au Canada et en Amérique du Nord. Brauneet 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. Sur 28 ans, les concentrations ont diminué : elles sont passées d'une 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

Des échantillons archivés de touladis (Salvelinusnamaycush) prélevés dans le lac Ontario contenaient des concentrations totales d'HBCD comprises entre 16 à 33 ng/g poids lipidique (de 2 à 4 ng/g poids humide); ces concentrations ont diminué considérablement au cours des 25 ans qui se sont écoulés entre 1979 et 2004 (Ismail et al., 2009). Même si l'isomère α­HBCD était prédominant dans les échantillons, la tendance temporelle à la baisse pour cet isomère n'était pas significative. On a insisté sur la nécessité de mener des études plus approfondies, compte tenu des résultats conflictuels de tendances temporelles croissantes signalées dans d'autres études.

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-HBCD 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, comme l'indiquent les données (Stapleton et al. 2006).

Tel qu'il est décrit précédemment, Law et al.(2006d, 2008) ont décelé la présence d'HBCD dans des 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); de plus, ils ont remarqué que les concentrations de la substance dans la graisse ont brusquement augmenté de 2001 à 2003, approximativement (concentrations comprises entre 10 et 19 200 ng/g poids humide). Par la suite, dans des échantillons prélevés au même endroit entre 2003 et 2006, les auteurs ont découvert une diminution statistiquement significative des concentrations entre 2003 et 2004 (les concentrations allaient de moins de 10 ng/g à 11 500 ng/g poids humide).

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 les échantillons 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).

Sellström et al. (2003) ont observé une augmentation constante et considérable (p < 0,001) des concentrations d'HBCD présentes dans les œufs du Guillemot marmette (Uria algae) 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 (Kierkegaardet al., 1999).

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 β-HBCD 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-HBCD 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-HBCD beaucoup plus élevée que celle de la formule technique initiale. Par exemple, Kajiwareet al. (2009) ont observé une diminution de la proportion des γ-HBCD et une hausse des α-HBCD au point d'ébullition du toluène (110,6  c), et ils ont conclu que les profils isomériques dans les textiles changeront au cours du procédé thermique. Une étude détaillée de l'isomérisation de l'HBCD à 160 °C a démontré une « cascade d'interconversions » au cours de laquelle tous les stéréo-isomères se développent à partir d'un isomère donné, quoique à des taux différents (Koeppen et al., 2008). Les auteurs ont laissé entendre que ce processus en cascade est probablement causé en général par la transformation prédominante plus rapide de l'isomère γ-HBCD en isomère α - HBCD dans l'altération du mélange technique de l'HBCD. Les processus qui entraînent une proportion plus importante d'isomères α-HBCD dans les produits finis peuvent accroître le potentiel d'exposition de l'organisme à l'isomère α-HBCD lors de l'utilisation et de l'élimination du produit.

Une étude récente portant sur les sols a isolé une souche bactérienne de sol, Pseudomonas sp., qui a dégradé le γ-HBCD de 81 % dans un délai de cinq jours, mais qui n'est pas parvenue à dégrader l'α-HBCD, ce qui laisse penser que les enzymes de débromation de l'enzyme γ-HBCD possèdent une spécificité du substrat (Yamada et al., 2009).

L'isomère α-HBCD a une hydrosolubilité plus élevée (voir le tableau A-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-HBCD 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-HBCD était métabolisé plus facilement. Des essais in vitro ont fourni d'autres preuves des taux de biotransformation différentiels; lors de ces essais, les isomères β-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-HBCD 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 γ­HBCD étaient présents en quantités statistiquement significatives chez le poisson exposé seulement à l'isomère β-HBCD. Les résultats semblaient indiquer que la bioisomérisation sélective de l'HBCD, conjointement avec la formation préférentielle de l'isomère α-HBCD, 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 poissons, un facteur qui peut également faire augmenter proportionnellement ses concentrations dans les échantillons tissulaires du biote.

Tomy et al. (2009) ont trouvé des différences dans les profils de concentration des diastéréo-isomères de l'HBCE dans l'ensemble d'un réseau trophique marin dans l'ouest de l'Arctique canadien. L'alpha-HBCD représentait 95 % de la charge corporelle totale d'HBCD chez les bélugas dans la mer de Beaufort (Delphinapterus leucas) (γ-HBCD inférieur à 5 %), tandis que les isomères α-HBCD et γ-HBCD représentaient 20 % et 77 %, respectivement, de la charge corporelle totale d'HBCD chez leur proie, la morue polaire (Boreogadus saida). Les auteurs ont mentionné que ces chiffres constituaient des preuves de la biotransformation de l'isomère γ-HBCD et isomère α-HBCD chez les organismes de niveau trophique supérieur.

Évaluation des effets sur l'environnement

L'ensemble de données disponibles au sujet de 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 (Pseudokirchneriella subcapita ,Chlorella sp. auparavant 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), le poulet de culture (Gallus domesticus), les œufs de crécerelle d'Amérique (Falco sparverius), ainsi que 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. Par conséquent, il est impossible de déterminer quel diastéréo-isomère est responsable des effets observés. Il convient également souligner que la faible hydrosolubilité de l'HBCD peut compliquer les essais de toxicité sur les organismes aquatiques. Dans certaines études, les organismes d'essai sont exposés à des concentrations dans l'eau qui dépassent les limites d'hydrosolubilité déclarées pour l'HBCD, ce qui complique l'interprétation des effets (OCDE, 2000; Arnot et al., 2009). Pour les besoins de la présente évaluation, les études de toxicité dans lesquelles les concentrations avec effet calculé dépassaient l'hydrosolubilité déclarée ont été soumises à un examen au cas par cas (OCDE, 2000; BESC, 2003). Toutefois, on a privilégié les études aquatiques ayant mesuré des concentrations de traitement se trouvant dans la fourchette des valeurs d'hydrosolubilité.

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). Des études récentes ont fourni des renseignements sur les éventuels sites d'action toxique pour l'HBCD. Les études indiquent les expositions sublétales de l'HBCD peuvent avoir des répercussions sur la thyroïde et le foie des poissons (Ronisz et al., 2004; Lower et Moore, 2007; Palace et al., 2008; Palace et al., 2010) et des mammifères (Legler, 2008). Des études de toxicité menées sur des embryons démontrent les effets de l'HBCD sur l'expression génique hépatique chez des embryons d'oiseaux (Crump et al., 2010) et un stress oxydatif ainsi qu'une apoptose cellulaire chez les embryons de poissons (Deng et al., 2009).

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 d'essai 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 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 (Ackerset 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, β 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.

Dans le but d'examiner les effets potentiels de chaque stéréo-isomère de l'HBCD, Palace et al. (2010) ont nourri pendant 32 jours des alevins de truite arc-en-ciel avec des concentrations d'isomères α­, β­ et γ-HBCD (ou de contrôle) pertinentes du point de vue environnemental (5 ng/g dans l'alimentation); ensuite, ils leur ont administré par voie orale des hormones [125 I]-T4 (hormone thyroïdienne) pour examiner l'élimination par les tissus sur 14 jours. Même si l'absorption de [125 I]-T4 était faible (moins de 10 %), les mesures ont indiqué que l'élimination des tissus et l'élimination de l'hormone avaient été touchées par l'HBCD. Les auteurs ont conclu que l'HBCD peut entraver le système thyroïdien des poissons en raison d'une plus faible absorption d'iodure par la glande ou de la hausse du taux de renouvellement de l'hormone thyroïdienne. Ils ont noté également noté que dans le foie des poissons exposés aux isomères β-HBCD et γ-HBCD, l'activité des enzymes déiodinases de type II de l'anneau extérieur était sensiblement plus élevée par rapport aux poissons de référence.

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.

Deng et al. (2009) ont mené des expériences de toxicité de nature hydrique sur 96 heures après la fécondation; ils ont utilisé des embryons de poisson zèbre et leur ont administré des concentrations de 0, 50, 100, 500 et 1 000 µg/L d'HBCD (il n'est pas précisé s'il s'agissait de concentrations nominales ou mesurées). Les résultats ont montré des malformations des embryons en rapport avec les concentrations données (effets considérables à partir de 100 µg/L) et une survie considérablement réduite des larves à partir de 50 µg/L et au-delà. La fréquence cardiaque (toutes les expositions) et la croissance larvaire (100 µg/L et plus) ont également considérablement chuté par rapport au groupe témoin. En examinant les formes réactives de l'oxygène et l'expression génique aux différentes concentrations d'HBCD, les auteurs indiquent que le mécanisme de la toxicité pour le développement semble être la production de stress oxydatif et le déclenchement consécutif des gènes apoptotiques.

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 pas 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).

Peu de rapports décrivent les effets potentiels sur les espèces sauvages. 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 domestique (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.

Crump et al. (2010) ont établi un rapport au sujet des effets de l'HBCD sur la toxicité pour les embryons, de l'accumulation propre aux isomères dans le foie et le cortex cérébral, ainsi que sur l'expression génique hépatique chez le poulet domestique à des concentrations pertinentes du point environnemental pour les espèces aviaires. On a injecté dans les œufs les doses suivantes : groupe témoin (0 mg/mL), 50 ng/g dans les œufs (concentration réelle du mélange technique de l'HBCD : 0,22 mg/mL), 100 ng/g dans les œufs (concentration réelle : 0,43 mg/mL), 300 ng/g dans les œufs (concentration nominale : 1,5 mg/mL, concentration réelle non quantifiée), 1 000 ng/g dans les œufs (concentration réelle : 4,98 mg/mL), et 10 000 ng/g dans les œufs (concentration nominale : 50 mg/mL, concentration réelle non quantifiée). Le bêchage des embryons s'est réduit à 70,9 % à la dose de 100 ng/g dans les œufs (0,43 mg/mL) comparativement au groupe témoin. Le bêchage des embryons s'est réduit à 35 % à la dose de 10 000 ng/g, mais aucun effet significatif sur ce bêchage n'a été observé à des doses de 50, 300 ou 1 000 ng/g. Une analyse supplémentaire a montré que les effets toxiques de l'HBCD se produisaient après la première embryogenèse. Les concentrations dans les tissus hépatiques et du cortex cérébral des embryons augmentaient en rapport avec la dose; les concentrations maximales ont atteint 1 170 g/g poids humide dans les tissus hépatiques et 102 ng/g poids humide dans les tissus du cortex cérébral à la dose de 10 000 ng/g. Des processus propres aux isomères ont eu lieu dans l'œuf ou l'embryon 19à 20 jours après l'exposition in ovo. Dans les tissus hépatiques, la proportion d'isomères α-HBCD a augmenté par rapport au mélange technique de l'HBCD, tandis que les isomères γ-HBCD ont diminué; quant aux isomères β-HBCD, on n'a décelé aucun effet. On n'a relevé aucun changement significatif dans la proportion d'isomères dans le cortex cérébral. L'HBCD a altéré les gènes associés au métabolisme des phases I et II, l'homéostase des hormones thyroïdiennes, la régulation des lipides, ainsi que les hormones de croissance.

Fernie et al. (2009) ont exposé des Crécerelles d'Amérique captives (Falco sparverius) par voie orale à des concentrations de mélange commercial de pentaBDE (DE-71) pertinentes du point de vue environnemental, et ce mélange contenait involontairement de l'HBCD; l'essai a été réalisé pendant trois semaines avant l'accouplement jusqu'à la première éclosion. Les oiseaux exposés aux mélanges de pentaBDE et d'HBCD présentaient un retard dans la ponte et celle-ci a donné lieu à des œufs de plus petite taille avec une coquille plus fine. D'autres effets comprenaient une perte de poids différentielle pendant le développement embryonnaire, une réduction de la fertilité, ainsi qu'une réduction du succès de reproduction. Les concentrations d'alpha-HBCD dans les œufs exposés étaient de 3,27 ± 0,68 ng/g poids humide (faible exposition) et de 15,61 ± 2,43 ng/g poids humide (forte exposition), par rapport aux concentrations présentes chez les espèces sauvages du Goéland argenté et du Faucon pèlerin. L'analyse de corrélation entre les concentrations dans les tissus et les paramètres de la reproduction indiquaient que l'épaisseur de la coquille avait diminué de façon importante, en parallèle avec la hausse des concentrations d'α-HBCD, et que la durée de la ponte avait augmenté pour l'ensemble de la couvée. La masse des coquilles d'œufs n'a pas été touchée de manière significative par la concentration d'isomères α-HBCD.

Dans une étude connexe, Marteinson et al. (2010) ont découvert que l'exposition accidentelle des Crécerelles d'Amérique mâles (Falco sparverius) in ovo à de faibles concentrations d'HBCD pendant l'exposition au mélange commercial de pentaBDE (DE-71) pourrait avoir occasionné des effets synergiques et additifs. D'après les œufs des oisillons de la même portée, on a mesuré les concentrations d'HBCD chez les mâles de la progéniture de Crécerelles d'Amérique à 3,27 ± 0,68 ng/g poids humide (faible exposition) et 15,61 ± 2,63 ng/g poids humide (forte exposition). Les concentrations d'HBCD avaient une forte corrélation négative avec les paramètres du succès de reproduction des mâles de la progéniture : taille de la couvée, fertilité, copulation et comportement. Toutefois, étant donné que les concentrations de PBDE étaient également fortement corrélées avec ces paramètres, les auteurs ont déterminé qu'il était difficile de séparer les influences de l'HBCD de celles des PBDE.

Brandsma et al. (2009) ont étudié les métabolites hydroxylés de l'HBCD chez la Sterne pierregarin, le phoque commun, la limande à queue jaune, ainsi que les rats Wistar exposés pendant 28 jours (30 et 100 mg d'HBCD par kilo de poids corporel et par jour). Les auteurs ont relevé quatre groupes de métabolites hydroxylés de l'HBCD dans différents tissus des rats : métabolites monohydroxylés de l'HBCD, pentabromocyclododécène (PBCDe), tétrabromocyclododécène (TBCDe) et 1,2,5,6,9,10-hexabromo-dihydroxy-cyclododécane. On a également déterminé que la débromation de l'HBCD en PBCDe était une voie d'exposition dans les tissus des rats. Dans les échantillons d'espèces sauvages, on a décelé la présence de 1,2,5,6,9,10-hexabromo-monohydroxy-cyclododécane chez les Sternes pierregarins et de métabolites monoydroxylés d'HBCD et de PBCDe dans la graisse des phoques communs, mais on n'a relevé aucun métabolite dans les tissus musculaires de la limande à queue jaune.

Les résumés des principales études toxicologiques utilisées dans le cadre de l'évaluation des effets de l'HBCD sur l'environnement sont fournis au tableau A-15. Quelques études clées ont été révisées de façon critique pour leur validité. Ces révisions (sommaire de rigueur d'études) sont diponibles à l’annexe D.

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Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

La démarche suivie a consisté à examiner différentes données scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et l'application du principe de prudence, aux termes 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 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. Les substances 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 A-5).. 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.

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 définis par leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation(facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration de 5 000 ou plus; voir le tableau A-5).

L'HBCD s'est montré toxique tant chez les espèces aquatiques que chez les espèces terrestres (par exemple, une CMEO de 5,6 µg/L après 21 jours a réduit le taux de croissance duDaphnia 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) 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 ce diastéréo-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 non contrôlée de matériaux polystyrènes ignifugés contenant de l'HBCD.

Les concentrations d'HBCD dans l'environnement sont généralement en hausse (PNUE-POP, 2010). En ce qui concerne les années et les continents pour lesquels des données sont disponibles depuis 2000, on note une augmentation de la demande d'HBCD (BSEF, 2006, ECHA, 2008). 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 un gestionnaire de la qualité de l'environnement de l'entreprise importatrice à la Direction des substances existantes à Environnement Canada; source non citée). En outre, des preuves indiquent que les concentrations d'HBCD dans l'environnement peuvent augmenter à des taux semblables à ceux des 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 un remplacement des produits dominants (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). On a également fait remarquer que, tout comme les PBDE, l'HBCD est omniprésent dans l'Arctique (De Wit et al., 2010).

Les renseignements disponibles sur la persistance, le potentiel de bioaccumulation, la toxicité, l'utilisation et les rejets potentiels 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, qui intègrent des estimations prudentes de l'exposition ainsi que des renseignements sur les effets, sont également utilisées pour évaluer les effets nocifs écologiques potentiels. 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 aquatique locale à l'HBCD dans les milieux pélagique et benthique, et pour déterminer les CEE dans l'eau et les sédiments (voir l'annexe C pour obtenir une description du modèle). 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. Le tableau A-16 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 d'exposition prévues figurent dans les tableaux A-7 et A-8. 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 A-15.

Le scénario d'exposition aquatique a engendré une concentration environnementale estimée (CEE) de 0,00004 à 0,006 mg/L pour l'eau et de 10,33 à 46,2 mg/kg poids humide pour les sédiments (tableau A-16). On a obtenu une CESE pour les organismes pélagiques à partir de la valeur de toxicité chronique de 0,0056 mg/L (en tant que valeur expérimentale valable la plus sensible) pour la daphnie (Daphnia magna), en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 10 (pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité et de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain) pour produire une valeur de 0,00056 mg/L. Le quotient de risque obtenu (CEE/CESE) va de 0,071 à 10,7. À l'aide d'une démarche similaire, l'outil du scénario d'exposition aquatique a prévu une concentration estimée sans effet de 6,5 mg/kg poids sec d'HBCD dans les sédiments, selon une valeur de toxicité chronique de 29,25 mg/kg pour les sédiments pour le Lumbriculus variegates (en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 10, pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité et de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain, et en la normalisant à 4 % de carbone organique). Le quotient de risque obtenu (CEE/CESE) est compris entre 0,05 et 7,11.

Pour les organismes pélagiques, les quotients de risque étaient supérieurs à 1, ce qui indique un risque potentiel dans les scénarios d'eau de surface associés aux rejets d'installations qui s'occupent des matières premières et de la formulation 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 (voir le tableau A-16 pour consulter les méthodes). À défaut de données canadiennes ou nord-américaines très limitées caractérisant les concentrations d'HBCD dans les boues d'épuration, on a choisi une valeur du centre du littoral de l'Atlantique aux États-Unis (La Guardia et al., 2010) pour représenter des concentrations potentielles dans des régions peuplées du Canada, par exemple le sud de l'Ontario. Une valeur géométrique moyenne a été sélectionnée, car les données relatives à l'HBCD dans les boues d'épuration étaient peu nombreuses dans l'étude et la répartition a été faussée par une valeur. On a estimé que la valeur géométrique moyenne des boues de 10,04 mg/kg poids sec était prudente; elle est supérieure à la plupart des concentrations déclarées les boues d'épuration en Europe (tableau A-7). La concentration environnementale estimée (CEE) obtenue pour le sol était comprise entre 0,15 et 0,30 mg/kg sol poids sec. On a obtenu une concentration estimée sans effet (CESE) pour les organismes vivant dans le sol à partir de la valeur de toxicité chronique de 235 mg/kg de sol (poids sec) pour l'Eisenia fetida (en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 10, pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité et de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain, et en la normalisant à 4 % de carbone organique) pour produire une CESE de 10,9 mg/kg poids sec de sol. Le quotient de risque obtenu (CEE/CESE) était compris entre 0,014 et 0,027. Les quotients de risque laissent penser 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. Cependant, on a déclaré une concentration d'HBCD très élevée pour une année (2005) à l'usine de traitement des eaux usées du centre du littoral de l'Atlantique, aux États-Unis, ce qui semble indiquer que si l'utilisation d'HBCD devait augmenter au Canada, les risques pour le milieu des sols pourrait être plus préoccupant qu'il ne l'est pour l'instant.

Le quotient de risque obtenu pour les espèces fauniques souligne le potentiel d'absorption après la consommation d'aliments contenant de l'HBCD. Comme l'indique la section « Évaluation des effets pour la santé », l'ensemble de données des études sur la reproduction indiquent les effets potentiels à une dose de 101 mg/kg p.c. par jour et au-delà (les détails des études se trouvent à la section « Évaluation des effets pour la santé »). La dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) de 101 mg/kg p.c. par jour est choisie à titre d'estimation pour la valeur de toxicité critique pour la faune, selon une étude de toxicité sur la reproduction menée sur deux générations de rats. 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 (Mustela vison) (Sample et Arenal, 1999), afin de représenter les sensibilités plus élevées observées chez les plus gros animaux (c'est-à-dire les rats). Un facteur d'évaluation de 10 a été appliqué pour représenter l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain. La concentration estimée sans effet (CESE) obtenue était de 39,8 mg/kg poids humide des aliments (voir le tableau A-16 pour plus de détails). Une CEE de 4,51 mg/kg poids humide a été sélectionnée en fonction de l'étude réalisée par Tomy et al. (2004a) portant sur le lac Ontario; cette étude a décelé cette concentration maximale chez le touladi (Salvelinus namaycush), une espèce de proie importante dans l'alimentation des mammifères carnivores semi-aquatiques tels que le vision et la loutre de rivière (Lutra Canadensis). Les quotients de risque obtenus (CEE/CESE), soit 0,113, indiquaient que les concentrations actuelles d'HBCD dans le biote canadien 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.

Bien qu'on ait détecté de l'HBCD dans l'air dans les régions éloignées, 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.

En outre, il existe peu de données sur la toxicité pour les organismes vivant dans les sédiments et le sol. Des essais menés pendant 28 jours sur 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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Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

L'HBCD est principalement utilisé en tant qu'additif ignifuge dans les mousses de polystyrène expansé et extrudé et les textiles au Canada; ces utilisations concordent avec le modèle d'utilisation global. La population canadienne peut être exposée à l'HBCD dans l'air, l'eau, les aliments et la poussière à partir de rejets dans l'environnement et de pertes pendant le cycle de vie des produits, ainsi que de l'utilisation directe de certains produits de consommation contenant de l'HBCD.

Les concentrations d'HBCD dans l'air, l'eau, la poussière, la nourriture, le biote, le lait maternel humain, le sang et les tissus adipeux sont présentées dans les tableaux A-7 à A-13. Bien que l'HBCD commercial soit composé habituellement d'environ 80 à 85 % d'isomères gamma (γ), les concentrations mesurées dans les milieux naturels, dans le biote et chez l'homme sont principalement l'isomère alpha (α). D'après ces données, au Canada et en Amérique du Nord, les concentrations d'HBCD dans le lait maternel, le sang de la mère ou du cordon ombilical et l'alimentation, ainsi que l'absorption alimentaire d'HBCD sont comprises dans les fourchettes relevées en Europe, comme on pourrait s'y attendre en raison de la répartition mondiale de l'utilisation d'HBCD dans la fabrication de produits de consommation et de produits industriels d'utilisation finale. Par conséquent, on s'attend à ce que les expositions à l'HBCD au Canada soient similaires à celles estimées pour l'Europe. Les scénarios pertinents rapportés par l'Union européenne comprennent ceux qui figurent dans le tableau 14 (EURAR, 2008).

Milieux naturels et alimentation

Des estimations de l'absorption dans divers milieux naturels ont été établies principalement à partir des données nord-américaines et européennes. L'annexe E résume les estimations de la limite supérieure de l'HBCD provenant des différents milieux environnementaux et des aliments, pour chaque groupe d'âge de la population générale du Canada. Les estimations totales variaient entre 5,3 x 10-3 µg d' HBCD/kg p.c. par jour pour les nourrissons nourris au lait maternisé (de zéro à six mois) et 8,9 x 10-2 µg d'HBCD/kg p.c. pour les nourrissons nourris au sein. On a estimé que l'alimentation, suivie par la poussière, était le principal facteur de l'absorption totale pour la plupart des groupes d'âge.

Les concentrations d'HBCD ont été mesurées dans différents milieux naturels, y compris l'air ambiant et l'air intérieur, l'eau et la nourriture. Les concentrations d'HBCD mesurées dans l'air ambiant en Amérique du Nord et en Europe variaient entre 0,0002 et 0,61 ng/m3; on a mesuré des concentrations élevées autour des usines de fabrication en Europe (de 280 à 1 070 ng/m3). Le tableau A-7 présente des données sur la concentration dans l'air ambiant. On a choisi une concentration de 0,002 ng/m3 relevée dans l'Arctique canadien à des fins d'utilisation dans l'évaluation de l'absorption, comme il s'agissait de la valeur maximale enregistrée dans l'air ambiant au Canada. Pour l'absorption à partir de l'air intérieur, on a utilisé une valeur moyenne de 0,18 ng/m3 provenant de maisons au Royaume-Uni, comme aucune donnée canadienne n'était disponible (se reporter au tableau A-9 pour en savoir plus). On n'a relevé aucune concentration d'HBCD dans l'eau potable au Canada. Les concentrations dans l'eau variaient entre 6 x 10-6 µg/L dans le lac Winnipeg et 15,8 µg/L dans une usine de fabrication européenne (se reporter au tableau A-7 pour en savoir plus). On a utilisé une concentration of 2,7 x 10-4 µg d'HBCD/L pour estimer l'exposition de la population canadienne découlant de l'eau potable, d'après les mesures des concentrations relevées dans des lacs au Royaume-Uni (Harrad et al., 2009b).

Les concentrations d'HBCD dans les produits alimentaires représentatifs en Amérique du Nord ont été obtenues grâce à une étude américaine sur le panier de provisions (Schecter et al., 2009) et elles sont présentées au tableau A-10. On a mesuré l'HBCD total dans 310 échantillons composites issus de 31 types d'aliments; les concentrations de la substance variaient au sein des groupes alimentaires et entre eux. Les concentrations d'HBCD mesurées dans les échantillons composites étaient de 0,86 µg/kg poids humide dans la viande, 0,261 µg/kg poids humide dans les produits laitiers, 0,01 µg/kg poids humide dans les œufs, 1,46 µg/kg poids humide dans le poisson et les produits halieutiques, 0,810 µg/kg poids humide dans les matières grasses, 0,180 µg/kg poids humide dans les céréales, 0,022 µg/kg poids humide dans les pommes, et 0,018 µg/kg poids humide dans les pommes de terre. Les valeurs des limites de détection ont été prudemment utilisées pour les cas de non-détection. Dans le cadre de cette étude, on a estimé l'absorption d'HBCD à 15,4 ng/jour, une valeur issue principalement de la consommation de viande. On a estimé que les concentrations d'HBCD tirées de l'enquête américaine sur le panier de provisions étaient représentatives des régimes alimentaires canadiens et elles ont été utilisées dans l'estimation des apports alimentaires pour la population canadienne, à l'exception des poissons. On a intégré une concentration d'HBCD de 4,6 µg/kg poids humide (environ 35 ng/g de lipides) dans les estimations des apports alimentaires; on considère qu'elle est représentative des concentrations supérieures d'HBCD chez les espèces de poisson du nord et du sud du Canada (se reporter à l'annexe E pour en savoir plus). Il s'est avéré que la consommation de poisson provenant d'un lac contaminé en Norvège était liée aux concentrations sériques d'HBCD (Thomsen et al., 2008). Les concentrations sériques élevées d'HBCD chez les Norvégiens étaient également liées à l'exposition par voie alimentaire à cette substance par suite de la consommation de fruits de mer. Le tableau A-8 contient des données supplémentaires concernant les concentrations de la substance dans le biote, y compris les espèces de l'Arctique. Les estimations des apports alimentaires pour la population canadienne allaient de 7,9 x 10-3 µg/kg par jour (60 ans ou plus) à 3,3 x 10-2 µg/kg par jour (de six mois à quatre ans).

Le tableau A-11 présente les concentrations dans le lait maternel. Les concentrations d'alpha-HBCD dans le lait maternel au Canada variaient entre 0,1 et 28 µg/kg poids lipidique. Les valeurs d'HBCD étaient 20 à 100 fois inférieures à celles du PDE47 (un congénère du tétrabromodiphényléther utilisé comme marqueur d'exposition à cette catégorie d'ignifugeants bromés) dans les mêmes échantillons. Les données nord-américaines et européennes relatives à la présence d'HBCD dans le lait maternel indiquent que l'exposition humaine est relativement uniforme. Il s'agissait du premier rapport sur la teneur isomérique de l'α-HBCD et non du β- ou γ-HBCD dans des échantillons humains et également d'une sélectivité chirale potentielle de l'HBCD chez l'homme (Ryan et al., 2006a). La valeur maximale de l'isomère α-HBCD, soit 28 µg/kg poids lipidique dans le lait maternel, obtenue auprès de femmes canadiennes dans la région de Hamilton en 2005, avec une teneur en lipides de 3 % mesurée dans l'étude, a été utilisée pour obtenir une estimation de l'absorption de 8,4 x 10-2 µg/kg p.c. par jour pour les nourrissons nourris au sein les plus exposés.

De l'HBCD a été quantifié dans la poussière à plusieurs endroits intérieurs, y compris des maisons, des bureaux, des voitures, ainsi que des microenvironnements publics; le tableau A-9 présente les données s'y rapportant. Les concentrations d'HBCD dans la poussière sont extrêmement variables entre l'Amérique du Nord et l'Europe, soit de 4,5 à 1,4 x 105 µg/kg p.c. Les estimations de l'absorption issue de la poussière pour l'ensemble de la population canadienne se sont fondées sur la concentration maximale mesurée dans la poussière des maisons au Canada, à savoir 1 300 µg/kg poids sec (Abdallah et al., 2008b).

Produits de consommation

L'HBCD est un ignifugeant de type additif; sa composition chimique ne s'altère pas lorsqu'il est utilisé comme agent ignifuge. Par conséquent, il existe une possibilité de rejets de certains produits de consommation au fil du temps en raison de l'abrasion et utilisation, car la substance n'est pas liée par covalence dans la matrice polymérique. Comme le décrit la section « Utilisations », on applique de l'HBCD à l'endos de textiles, notamment les tissus d'ameublement, et la substance est emprisonnée dans un polymère. Les produits courants d'utilisation finale comprennent les meubles, les garnitures de véhicules, les rideaux et les revêtements muraux.

On a réalisé des estimations de l'exposition potentielle par voie orale à l'HBCD découlant de la mise en bouche de rembourrages de meubles chez les nourrissons âgés entre 6 et 24 mois, période durant laquelle le comportement de mâchonnement est le plus répandu; l'annexe F donne une présentation de ces estimations. Il y a des incertitudes dans les estimations de l'exposition tirées de ce scénario, en raison de données empiriques limitées sur la quantité d'HBCD disponible pour l'exposition par la mise en bouche de textiles et de la variabilité des types de comportement de mâchonnement pour les nourrissons. Une estimation de l'exposition de 1,2 x 10-3 µg/kg p.c. par jour a été produite en utilisant l'hydrosolubilité comme substitut pour la concentration d'HBCD à la surface des meubles rembourrés, de pair avec le débit salivaire, le taux d'extraction par la salive, l'absorption orale, la durée du mâchonnement et le poids corporel. Cette estimation s'inspire d'une approche présentée par l'Environ International Corporation au Voluntary Children's Chemical Evaluation Program (programme volontaire d'évaluation des effets des substances chimiques sur les enfants) pour les ignifugeants polybromés (Environ, 2003a et 2003b). Cet algorithme ne représente que le composant soluble de l'HBCD et il sous-estime peut-être l'exposition à partir de ce scénario. On a produit une autre estimation pour ce scénario en se fondant sur la charge superficielle d'HBCD de 2 mg/cm2 du textile, la zone de tissu mâchonnée par un enfant, un facteur d'extraction par la salive obtenu de manière empirique, la durée du mâchonnement, ainsi que le poids corporel selon un algorithme issu du Conseil national de recherche des États-Unis (US NRC, 2000) cette démarche est semblable à l'approche utilisée dans l'évaluation des risques de l'HBCD par l'Union européenne (EURAR, 2008). L'exposition a été estimée à 4,0 µg/kg p.c. par jour, ce qui représente une surestimation importante lorsqu'on prend en considération l'hydrosolubilité intrinsèquement faible de l'HBCD (voir le tableau A-2).

En comparaison de l'exposition par voie orale, l'EURAR considère que l'exposition par voie cutanée et d'inhalation à partir de produits de consommation est négligeable. Les expositions estimées pour la population canadienne sont présentées à l'annexe F. Le stratum corneum constitue une barrière efficace à la pénétration de la substance radiomarquée 14C-HBCD (Roper et al., 2007), et on ne prévoit pas de dégagement gazeux à partir des produits en raison de la faible pression de vapeur de l'HBCD. À l'aide d'un modèle Multi-Chamber Concentration and Exposure Model (MCCEM), un outil de calcul de l'exposition de l'Environmental Protection Agency des États-Unis, Miyake et al. (2009) ont dirigé une évaluation préliminaire des risques pour la santé que comporte l'HBCD émis dans l'air intérieur en tirant les rideaux. Les paramètres d'entrée comprenaient la concentration culminante moyenne mesurée dans l'air intérieur de 8,6 ng/m3, la taille de la pièce (5,25 m × 3,80 m × 2,70 m), le volume de la pièce (53,9 m3) et le taux d'échange d'air (0,45 h-1). À partir de ces données, le calcul de la dose quotidienne moyenne au cours de la durée de vie était de 2,67 × 10-4 µg/kg p.c. par jour, avec une marge d'exposition de 2,1 x 105; Miyake et al. ont manifesté une faible inquiétude face à ce scénario d'exposition.

Données de biosurveillance

Outre le lait maternel, on a mesuré l'HBCD dans le sérum et les tissus adipeux humains. Les concentrations dans le sérum humain variaient entre un seuil non détectable et 52 ng/g de lipides parmi l'ensemble de la population, et jusqu'à 856 ng/g de lipides chez les individus exposés dans leur milieu de travail. Au Canada, les données relatives au sang sont limitées; toutefois, on a mesuré l'HBCD dans du sérum et du sang de cordon ombilical maternels mis en commun prélevés sur des personnes des collectivités de l'Arctique canadien (Ryan et al., 2005). Dans le sang maternel, on a mesuré une concentration maximale de 0,9 ng/g de lipides et on n'a détecté aucun seuil de la substance dans le sang du cordon ombilical des nouveau-nés (voir le tableau A-12 pour en savoir plus). Les concentrations dans les tissus adipeux (tableau A-13) variaient entre un seuil non détectable et 12 ng/g de lipides. Dans une étude menée par Roosens et al. (2009), les concentrations sériques d'HBCD étaient mises en corrélation avec les expositions à la poussière, mais pas avec l'exposition par voie alimentaire. Les auteurs ont indiqué que l'enrichissement de l'énantiomère du (-)α-HBCD chez l'humain semble être dû à une excrétion ou à un métabolisme énantiosélectif in vivo plutôt qu'à une ingestion de poussière ou à des aliments en contenant (Roosens et al., 2009).

Les concentrations d'HBCD dans le sang constituent une mesure de l'exposition à l'état stable, toutes sources confondues. Comme l'HBCD a une demi-vie d'environ 64 jours chez l'homme, il a été jugé approprié d'estimer l'absorption quotidienne des adultes issue des concentrations sanguines à des fins de comparaison avec les estimations de l'exposition dans les milieux naturels. En supposant une exposition à l'état stable et une cinétique de premier ordre, on a estimé l'absorption à l'aide des valeurs suivantes : 0,9 ng d'HBCD/g de lipides à partir du sérum maternel au Canada (sérum mis en commun du Nunavut et des Territoires du Nord-Ouest, une demi-vie de 64 jours, une concentration en lipides de 0,75 kg de lipides/kg p.c. chez les adultes, ainsi qu'une absorption à 100 % par voie orale. À l'aide de ces résultats, on a estimé l'absorption quotidienne à 7,3 x 10-3 µg/kg p.c. par jour. Cette valeur est très semblable à l'estimation déterministe de l'exposition atttribuable à des sources alimentaires et totale calculée pour les adultes, à savoir 1,2 x 10-2 µg/kg p.c. par jour, et elle indique que les estimations de l'exposition sont représentatives de l'ensemble de la population, y compris les sous-populations vulnérables et celles qui vivent dans le Nord du Canada.

Évaluation des effets sur la santé

Le potentiel de risque de l'HBCD a été abondamment documenté dans plusieurs rapports (EURAR, 2008; ECHA, 2008; PNUE-POP, 2010). La présente évaluation est axée sur les principales études recensées dans la base de données disponible.

En vue de l'évaluation des risques découlant des expositions chroniques, on a relevé un essai biologique sur la cancérogénicité dans lequel des souris B6C3F1 (50 de chaque sexe par groupe) ont été nourries avec des aliments contenant des doses de 0, 100, 1 000 ou 10 000 ppm (équivalant à environ 0, 13, 130 ou 1 300 mg/kg par jour) pendant 18 mois. Il n'y a eu aucun signe manifeste de toxicité. Chez les souris traitées, les mâles ont subi des changements hypertrophiques ainsi qu'une vacuolisation et des modifications graisseuses du foie à un dosage de 1 000 et 10 000 ppm; on a également observé une augmentation des foyers hépatiques altérés dans le groupe exposé à 1 000 ppm, mais pas au groupe exposé à 10 000 ppm (la dose d'essai la plus élevée). Aucun changement n'a été observé chez les souris femelles. Comme on n'a observé aucune uniformité ou tendance en fonction de la dose entre le traitement et l'incidence des changements néoplastiques dans le foie des souris mâles, les auteurs de l'étude ont conclu qu'il n'y avait pas de preuve de cancérogénicité, car les incidences des tumeurs hépatiques totales se trouvaient dans une fourchette normale pour cette souche murine (Kurokawa et al., 1984[3]; EU RAR, 2008).

L'Union européenne a mentionné que des résultats systématiquement négatifs avaient été observés pour l'HBCD lors d'un éventail d'essais de mutagénicité réalisés sur leSalmonella typhimurium (Simmon et al., 1976; Baskin et Phillips, 1977; GSRI, 1979; Zeiger et al., 1987; Ogaswara et Hanafusa, 1993; Hossack et al., 1978; US EPA, 1990). Ces essais comprenaient en outre un essai cytogénétiquein vitro visant à déterminer les aberrations chromosomiques avec des lymphocytes circulants humains (Guid et Schadly, 1996) et un essai in vivo visant à déterminer la clastogénicité dans le test des micronoyaux chez la souris (Engelhardt et Hoffman, 2000). Lors d'un essai non normalisé sur deux lignées cellulaires de hamsters chinois présentant des mutations de dédoublement dans le gène hypoxanthine phosphoribosyltransférase (Hprt), on a observé une augmentation modeste, mais significative, des recombinaisons somatiques (Helleday et al., 1999). L'Union européenne a conclu que l'HBCD ne présente pas de potentiel génotoxique important tantin vitro qu'in vivo et elle a indiqué qu'il n'y a aucune raison d'examiner ce paramètre plus en détail (EURAR, 2008). Par conséquent, on considère que l'HBCD ne présente aucun potentiel génotoxique.

Zeller et Kirsch (1969) ont exposé des rats mâles et femelles Sprague-Dawley pendant 28 jours à des concentrations équivalant à 0, 940, 2 400 ou 4 700 mg/kg p.c. par jour dans leur régime alimentaire. Cette étude a été jugée insuffisante pour attribuer des concentrations avec effet, mais les données indiquent que le foie et la thyroïde sont des organes cibles chez les rats ayant reçu une dose d'HBCD (EURAR, 2008).

Chengelis (1997) a exposé cinq rats mâles et femelles Sprague-Dawley pendant 28 jours, par gavage, à des doses de 0, 125, 350 ou 1 000 mg/kg p.c. par jour.. On n'a observé aucune lésion histopathologique significative. Le protocole n'incluait aucune mesure du poids de la glande thyroïde ou des concentrations sériques de thyréostimuline (TSH), les T3 ou T4. Le poids relatif du foie était considérablement accru aux deux doses les plus élevées chez les mâles. La dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) était de 125 mg/kg p.c. par jour, d'après une augmentation considérable du poids relatif du foie chez tous les groupes de femelles exposés. L'Union européenne a fait remarquer un problème potentiel de contamination des témoins au cours d'une étude de 90 jours réalisée au même laboratoire (Chengelis, 2001; cité dans EURAR, 2008). Même si les concentrations décelées dans la graisse des animaux « non traités » étaient comprises dans des plages témoins historiques, les incertitudes liées à la contamination potentielle ont exclu l'utilisation de la présente étude pour la caractérisation des risques.

Van der Ven et al. (2006) ont exposé cinq rats Wistar de chaque sexe par gavage pendant 28 jours à 0, 0,3, 1, 3, 10, 30, 100 ou 200 mg/kg p.c. par jour. Le protocole était axé sur les effets immunitaires et endocriniens, notamment l'axe des hormones thyroïdiennes, l'hématologie, la taille et la minéralisation des os, ainsi que les paramètres rétinoïques. Ces paramètres ne sont généralement pas examinés lors d'études en doses répétées visées par les lignes directrices de l'OCDE, ce qui pourrait expliquer pourquoi ces effets n'ont pas été détectés au cours d'autres études. Les constatations « les plus remarquables » étaient la diminution de la thyroxine totale, l'augmentation du poids de l'hypophyse, de l'immunocoloration de la TSH dans cette glande et du poids de la thyroïde ainsi que l'activation des cellules folliculaires thyroïdiennes, des modifications liées à la dose. Ces effets se sont limités aux femelles. Chez les femelles, on a constaté des augmentations du poids du foie à une dose de 29,9 mg/kg p.c. par jour (limite inférieure de l'intervalle de confiance de la dose repère [BMDL], 22,9 mg/kg p.c. par jour), tandis qu'on a relevé des augmentations du poids de l'hypophyse à une dose de 50,6 mg/kg p.c. par jour (BMDL, 29,9 mg/kg p.c. par jour). L'augmentation du poids de la thyroïde a été constatée à 3,4 mg/kg p.c. par jour (BMDL, 1,6 mg/kg p.c. par jour). Dans une étude de suivi, Germer et al. (2006) ont examiné les concentrations de cytochromes P450 (CYP) et l'activité de ces cytochromes. Une induction de CYP 3A4 a été observée chez les femelles et une induction de CYP 2B chez les mâles, ce qui laisse penser que le métabolisme propre au sexe pourrait expliquer la toxicité de la thyroïde notée chez les femelles seulement. Ces données soutiennent l'opinion selon laquelle l'HBCD n'exerce pas d'action toxique sur la thyroïde directement, mais qu'il agit vraisemblablement par induction d'enzymes hépatiques et par le métabolisme de la thyroxine qui en découle.

Chengelis (2001) a exposé des rats Sprague-Dawley (15 par sexe par groupe) par gavage (dans de l'huile de maïs) pendant 90 jours, à des doses de 0, 100, 300 ou 1 000 mg/kg p.c. par jour. Cinq animaux par sexe par groupe ont été soumis à une période de rétablissement de 28 jours. On a noté des augmentations du poids du foie (pour tous les groupes d'exposition), de la thyroïde (pour les groupes d'exposition moyenne et élevée, uniquement chez les femelles) et de la prostate (augmentation selon la dose avec importance statistique chez le groupe d'exposition élevée). On a observé une vacuolisation hépatocellulaire minime chez tous les animaux exposés. La DMENO était de 100 mg/kg p.c. par jour, d'après l'augmentation du poids relatif du foie chez les deux sexes. Tel qu'il est mentionné précédemment, l'Union européenne a signalé que les animaux témoins pourraient aussi avoir été exposés par inadvertance (EURAR, 2008).

Zeller et Kirsch (1969) ont exposé des rats par voie alimentaire pendant 90 jours, à des concentrations équivalant à des doses de 0, 120, 240, 470 ou 950 mg/kg p.c. par jour. L'Union européenne avait souligné que l'étude définissait le foie comme un organe cible, mais qu'elle n'avait pas relevé de concentrations avec effet (EURAR, 2008).

Murai et al. (1985) ont donné à des rates Wistar gravides (20 par groupe) une alimentation contenant des doses approximatives de 0, 7,5, 75 ou 750 mg/kg p.c. du 1er au 20e jour de la gestation. Six animaux par groupe ont pu mettre leurs petits au monde, et les ratons ont été gardés jusqu'à 7 semaines. Le poids absolu et relatif du foie des mères augmentait considérablement à la dose la plus élevée (750 mg/kg p.c. par jour). On n'a observé aucun changement significatif chez les ratons pour ce qui était du nombre d'implants, de résorptions, de fœtus vivants ou morts, ou d'anomalies externes, viscérales ou squelettiques (DSENO fœtale, 750 mg/kg p.c. par jour).

Stump (1999) a administré de l'HBCD à 25 rats Charles River par gavage du 6e au 19e jour de la gestation, à raison de 0, 500 ou 1 000 mg/kg p.c. par jour. Cette étude n'a indiqué aucune toxicité chez les mères ou les fœtus.

Ema et al. (2008) ont effectué un essai de reproduction sur deux générations avec des rats de souche Crl:CD(SD). Les animaux F0 comprenaient 24 rats par sexe par groupe. L'administration par voie alimentaire correspondait à des doses de 0, 10, 101 et 1 008 mg/kg p.c. par jour chez les mâles et de 0, 14, 141 et 1 363 mg/kg p.c. par jour chez les femelles. Des préparations alimentaires ont été formulées en mélangeant des particules d'HBCD à une quantité adéquate de nourriture en poudre pour chaque groupe exposé. L'administration a commencé dix semaines avant l'accouplement pour bien représenter le cycle spermatogénétique complet, depuis l'accouplement jusqu'à la lactation, en passant par la gestation. La dose moyenne était la DMENO (101 mg/kg p.c. par jour), d'après une diminution de l'indice de fertilité proportionnelle à la dose chez la génération F0, une diminution importante du nombre de follicules primordiaux dans l'ovaire et une incidence significative accrue des animaux présentant une diminution de la taille des follicules thyroïdiens dans les groupes exposés aux deux plus fortes doses chez les deux sexes de la génération F0 et le groupe exposé à la dose la plus élevée chez les femelles de la génération F1. On a mesuré les paramètres de neurotoxicité. Le seul effet significatif observé était un taux d'achèvement inférieur du réflexe de redressement chez les ratons femelles F2 exposés à la dose la plus élevée (1 363 mg/kg p.c. par jour). Pour cette étude, la DSENO était de 10 mg/kg p.c. par jour. L'Union européenne avait fait remarquer que cette étude était réalisée en accord avec la ligne directrice relative à l'essai n° 416 de l'OCDE et qu'elle était conforme aux principes relatifs aux bonnes pratiques de laboratoire (EURAR, 2008).

À la suite de l'évaluation de l'Union européenne, van der Venet al. (2009) ont mené une étude sur la reproduction relative à l'absorption alimentaire sur une génération de rats Wistar, avec des expositions ciblées de 0, 0 (solvant témoin d'huile de maïs), 0,1, 0,3, 1, 3, 10, 30 ou 100 mg/kg p.c. par jour. L'exposition a eu lieu avant la période d'accouplement (dix semaines pour les mâles, deux semaines pour les femelles) et pendant l'accouplement, la gestation et la lactation. Chaque groupe F0 comprenait dix mâles et dix femelles. On a gardé tous les ratons F1. La progéniture a ensuite été exposée à partir du sevrage jusqu'à 11 semaines. Les auteurs ont jugé que « les effets les plus sensibles » étaient la diminution de la densité minérale osseuse trabéculaire et de la concentration de rétinoïdes apolaires dans le foie des femelles F1 et l'augmentation de la réponse immunitaire chez les mâles F1. Ils ont noté que les effets immunologiques semblaient se déclencher pendant le développement et qu'ils étaient donc probablement persistants; cependant, il n'y avait pas de données réelles pour soutenir leur assertion. On sait que les rétinoïdes régulent la transcription de nombreux gènes et qu'ils peuvent entraver la programmation du développement, la morphogenèse squelettique, la croissance embryonnaire, la différenciation sexuelle, la vascularisation et la reproduction. On a émis l'hypothèse que la modulation des concentrations de rétinoïdes était liée à la réponse immunitaire. Les signaux rétinoïques jouent également un rôle dans le développement tissulaire des testicules et des os, qui a été touché chez les animaux F1. Les plus faibles doses efficaces associées à un effet critique étaient de 0,18 mg/kg p.c. par jour (BMDL, 0,056 mg/kg p.c. par jour) pour la diminution de la densité minérale osseuse trabéculaire du tibia chez les femelles F1, 1,45 mg/kg p.c. par jour (BMDL, 0,46 mg/kg p.c. par jour) pour l'augmentation de la réponse immunitaire (immunoglobuline G, hématies de mouton) chez les mâles F1 et 5,1 mg/kg p.c. par jour (BMDL, 1,3 mg/kg p.c. par jour) pour la diminution de la somme des rétinoïdes apolaires dans le foie des femelles F1. En parallèle, la progéniture a fait l'objet d'une évaluation relative au comportement entraîné par la dopamine et à la fonction auditive, par catalepsie provoquée par halopéridol et potentiels évoqués auditifs du tronc cérébral; ces résultats ont été observés séparément dans le rapport de Lilienthal et al., 2009. On a constaté une réduction de la latence pour le délai de mouvement, essentiellement chez les femelles. Le schéma global des modifications des potentiels évoqués auditifs du tronc cérébral (seuils accrus et latences prolongées de vagues précoces) a indiqué un effet cochléaire prédominant. Bien que les auteurs (Lilienthal et al., 2009) aient signalé que les BMDL se situaient entre ≤ 1 et 10 mg/kg p.c. pour les seuils de la catalepsie et des potentiels évoqués auditifs du tronc cérébral, aucune donnée supplémentaire n'était disponible, comme c'était le cas pour la description des paramètres précédents.

Eriksson et al. (2006) ont exposé des souriceaux NMRI mâles nouveau-nés (jour 10) à l'HBCD par gavage, à une dose unique de 0, 0,9 ou 13,5 mg/kg p.c. À l'âge de trois mois, les souris ont été soumises à une évaluation du comportement spontané et de la capacité d'apprentissage et de mémorisation.

Dix souris mâles par groupe ont fait l'objet d'évaluations du comportement spontané; pour ce faire, on a mesuré leur locomotion (mouvement horizontal, détecté par des rayons infrarouges), leur élevage artificiel et leur activité totale (tous les mouvements, p. ex. le toilettage). Les activités ont été mesurées pendant trois périodes de 20 minutes. Les données quantitatives n'ont pas été présentées. Pour toutes les variables, les animaux témoins se sont accoutumés, c'est-à-dire que l'activité de réaction à la nouveauté de la chambre d'essai a diminué au fil du temps. Les animaux exposés à l'HBCD étaient hypoactifs pendant la première partie de la période de 60 minutes, tandis qu'à la fin de la période d'essai, ils sont devenus hyperactifs, contrairement à l'accoutumance observée chez les animaux témoins.

L'apprentissage et la mémoire associatifs ont été évalués à l'aide du défi du labyrinthe aquatique de Morris. Des groupes de 12 à 17 souris mâles ont été soumises à des essais pour déterminer leur capacité de localisation d'une plate-forme immergée dans un bassin pendant quatre jours consécutifs et, le cinquième jour, les chercheurs ont réalisé un autre essai pour vérifier si elles trouvaient la plate-forme à un autre endroit du bassin. Cinq essais par jour ont été réalisés. Pendant la période d'acquisition (jours 1 à 4), tant les souris exposées que les souris témoins ont amélioré leur capacité de localisation de la plate-forme. Le quatrième jour, les latences moyennes des souris exposées à 13,5 mg/kg p.c. étaient considérablement plus longues que celles des souris témoins (p < 0,01) et du groupe ayant reçu une dose de 0,9 mg/kg p.c. (p < 0,05). Les souris du groupe d'exposition inférieure n'avaient pas un comportement sensiblement différent des souris témoins. Le cinquième jour, les souris exposées à 13,5 mg/kg p.c. par jour mettaient beaucoup plus de temps (p < 0,05) à trouver le nouvel emplacement de la plate-forme. L'EURAR (2008) a considéré que l'étude avait été bien réalisée et il était d'accord avec les auteurs sur le fait que la DMENO (basée sur un comportement spontané sensiblement modifié, notamment un état hyperactif et une réduction de l'accoutumance) était de 0,9 mg/kg p.c., la plus faible dose évaluée lors de l'étude.

Un essai de développement sur des rats Sprague-Dawley a été publié après l'évaluation de l'Union européenne. Saegusa et al. (2009) ont exposé des rates Sprague-Dawley gravides à 0, 100, 1 000 ou 10 000 ppm par voie alimentaire, du 10e jour de la gestion jusqu'au 20e jour suivant la mise bas (le jour du sevrage). Le 20e jour après la mise bas, le dosage a pris fin et toutes les mères ont été sacrifiées. Une évaluation histopathologique a été réalisée sur dix mâles et dix femelles de la progéniture de chaque groupe. Le reste de la progéniture a reçu une alimentation normale jusqu'à 11 semaines, puis elle a été sacrifiée pour l'évaluation histologique. Les auteurs ont déclaré que l'exposition maternelle entraînait un faible effet d'hypothyroïdie, avec des modifications pondérales et histopathologiques de la thyroïde, une baisse des concentrations sériques de T2 et une hausse des concentrations sériques de TSH chez la progéniture recevant 10 000 ppm jusqu'au sevrage. Une augmentation du poids de la thyroïde et une diminution de la concentration sérique de T3 se sont poursuivies jusqu'à l'âge adulte chez les groupes recevant au moins 1 000 ppm dans leur alimentation. En ce qui concerne l'effet sur le développement du cerveau, l'HBCD démontrait qu'il touchait le développement oligodendroglial à la dose élevée de 10 000 ppm; les auteurs ont indiqué à ce sujet qu'il s'agissait probablement d'une conséquence de l'hypothyroïdie liée au développement. Les auteurs ont conclu que, d'après l'effet du développement sur le cerveau, 100 ppm représentaient la DSENO, d'après les changements des paramètres thyroïdiens (8,1 à 21,3 mg/kg p.c. par jour par niveau d'exposition de la mère) La DMENO serait donc la concentration suivante la plus élevée de 1 000 ppm dans l'alimentation, soit 80,7 à 212,9 mg/kg p.c. par jour, d'après une diminution de la triiodothyronine et l'augmentation du poids relatif de la thyroïde chez les mâles de la progéniture à la 11e semaine.

Caractérisation des risques pour la santé humaine

Au cours d'un essai de cancérogénicité, l'exposition des souris à la substance par voie alimentaire pendant 18 mois n'a pas donné lieu à une hausse de l'incidence des tumeurs hépatiques totale; l'incidence observée se trouvait dans la plage du groupe témoin historique. L'ensemble des résultats négatifs des études de génotoxicité disponibles indiquent que l'HBCD n'a pas de potentiel génotoxique in vitro ou in vivo.

Des études de toxicité en doses répétées à court terme ont permis de relever des effets sur le foie et la thyroïde; les concentrations avec effet nocif étaient comprises entre 29,9 et 125 mg/kg p.c. par jour (Chengelis, 1997; van der Ven et al., 2006). L'Union européenne a choisi une dose sans effet nocif observé (DSENO) de 22,9 mg/kg par jour pour l'augmentation du poids du foie, l'augmentation du poids de la thyroïde (et la diminution des taux de T4 sériques), ainsi que la hausse du poids de l'hypophyse à titre des deux niveaux d'effet critique sur la base desquels elle pouvait caractériser le risque (EURAR, 2008). En outre, l'Union européenne a choisi une DSENO de 10 mg/kg p.c. par jour tirée de l'essai dirigé par Ema et al. (2008) afin d'évaluer les risques liés à une exposition à long terme pour les populations prédisposées (EURAR, 2008). La DMENO était de 101 mg/kg p.c. par jour, d'après une diminution de l'indice de fertilité selon la dose et le traitement chez la génération F0, une diminution importante du nombre de follicules primordiaux dans l'ovaire et une incidence accrue des animaux présentant une diminution de la taille des follicules thyroïdiens dans les deux groupes ayant reçu la dose la plus élevée chez les générations F0 et F1.

Une étude a permis de déterminer un paramètre potentiellement préoccupant pour les sous-populations prédisposées (p. ex., les nourrissons et les enfants). Eriksson et al. (2006) ont exposé des souriceaux NMRI mâles nouveau-nés (jour 10) à l'HBCD par gavage, à une dose unique de 0, 0,9 ou 13,5 mg/kg p.c. À l'âge de trois mois, les souris ont été soumises à une évaluation du comportement spontané et de la capacité d'apprentissage et de mémorisation. La plus faible dose était la DMENO, 0,9 mg/kg p.c., d'après un comportement spontané sensiblement modifié (état hyperactif et réduction de l'accoutumance). Bien qu'on n'ait relevé aucun changement dans le comportement spontané au cours d'autres études réalisées sur des animaux, ce paramètre a été pris en considération pour la caractérisation des risques.

On a noté de faibles concentrations avec effet nocif lors d'une étude récente sur une génération de rats (van der Ven et al., 2009; Lilienthal et al., 2009). Les auteurs ont déclaré que les effets « les plus sensibles » étaient la diminution de la densité minérale osseuse trabéculaire et de la concentration de rétinoïdes apolaires dans le foie des femelles F1, ainsi qu'une augmentation de la réponse immunitaire chez les mâles F1. L'étude comportait plusieurs limites, notamment l'exclusion d'animaux de l'analyse dose-réponse, l'insuffisance des données en vue de définir l'importance des effets de la densité minérale osseuse en rapport avec ces trois paramètres, et le fait que la dose-réponse ne soit pas claire (p. ex., teneur minérale dans l'os trabéculaire, réponse immunitaire accrue) ou qu'elle soit évidente seulement aux niveaux d'exposition supérieurs (rétinoïdes hépatiques apolaires). Ces limites empêchaient l'utilisation de cette étude dans la détermination des dangers et, par conséquent, la caractérisation des risques.

D'après les études examinées dans la présente évaluation, il a été déterminé que l'étude la plus pertinente pour la caractérisation des risques pour la santé humaine était l'essai sur la reproduction de deux générations réalisé sur des rats (Ema et al., 2008).

Pour la caractérisation de l'exposition entre les groupes d'âge, il existe des données canadiennes qui quantifient l'HBCD dans le sang humain, le sérum du cordon ombilical, le lait maternel, le biote, la poussière et l'air ambiant. Des données ont été relevées concernant des concentrations dans des aliments aux États-Unis.

Afin d'évaluer les risques que présente l'exposition à l'HBCD pour l'ensemble de la population canadienne au cours de sa vie, on a choisi une DSENO prudente de 10 mg/kg p.c. par jour provenant de l'essai d'Ema et al. (2008) concernant la reproduction sur deux générations de rats. De plus, il a été jugé approprié de caractériser l'ampleur de la marge entre les expositions potentielles des nourrissons et des enfants et la DMENO de 0,9 mg/kg p.c. obtenue lors de l'étude d'Eriksson et al.(2006), en raison de la modification du comportement observée chez les souris nouveau-nées 90 jours ap`res le traitement avec une dose unique d'HBCD au dixième jour postnatal (Eriksson et al., 2006).

Des nourrissons allaités âgés de 0 à 6 mois représentaient la sous-population la plus fortement exposée de l'ensemble de la population du Canada, à une concentration de 8,9 x 10-2 µg/kg p.c. par jour à partir de l'absorption combinée de lait, de poussière et de la substance présente dans d'autres milieux naturels (Santé Canada, 1998). Cette constatation est bien corrélée avec l'estimation obtenue par Eljarrat et al. (2009) pour des nourrissons allaités à La Corogne, au nord-ouest de l'Espagne, soit 1,75 x 10-1 µg ΣHBCD/kg p.c. par jour. Les estimations de l'exposition des nourrissons nourris au lait maternisé et de ceux non nourris avec ce type de lait (âgés de 0 à 6 mois) étaient de 5,3 x 10-3 µg/kg p.c. par jour et de 3,1 x 10-2 µg/kg p.c. par jour, respectivement. Les estimations de la limite supérieure pour l'ensemble de la population du Canada, comme l'indique l'annexe E, tiennent compte des concentrations d'HBCD dans la poussière des maisons et les aliments.

Une comparaison entre des données obtenues pour l'ensemble de la population, soit la concentration associée à un effet critique (10 mg/kg p.c. par jour) et les estimations de la limite supérieure d'exposition (0,042 µg d'HBCD/kg p.c. par jour) donne une marge d'exposition de 2,4 x 105. En outre, la marge entre les expositions de la limite supérieure (8,9 x 10-2 µg d'HBCD/kg p.c. par jour) pour les enfants nourris au sein et la dose minimale sans effet nocif observé (DMENO) de 0,9 mg/kg p.c. par jour donne une marge d'exposition de 1,0 x 104. On considère que ces marges entre les estimations des absorptions par le lait humain pour les enfants nourris au sein et les effets critiques protègent ce sous-groupe vulnérable. Ces marges d'exposition sont jugées adéquates pour dissiper les incertitudes relevées dans les bases de données relatives à l'exposition et aux effets sur la santé.

D'après la modélisation d'un scénario d'exposition utilisant deux différents algorithmes d'exposition, les estimations relatives à l'exposition des produits de consommation pour les nourrissons âgés entre 6 et 24 mois découlant de la mise en bouche de textiles ignifugés ou de rembourrages de meubles étaient de 1,2 x 10-3 et de 4,0 µg/kg p.c. par jour, respectivement. L'estimation de l'absorption plus importante de 4,0 µg/kg p.c. par jour est considérée comme une surestimation significative, compte tenu de la faible hydrosolubilité intrinsèque à l'HBCD. Les marges d'exposition respectives entre ces deux estimations d'exposition et la dose minimale plus prudente avec effet nocif observé (DMENO) sur le comportement dans la base de données sur les animaux de 0,9 mg/kg p.c. par jour sont de 225 et 7,3 x 105, respectivement. Étant donné que l'estimation de l'exposition plus élevée est considérée comme une surestimation de l'exposition de plusieurs ordres de grandeur, lorsque l'hydrosolubilité intrinsèquement faible de l'HBCD est prise en compte, ces marges d'exposition sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans la base de données des effets sur la santé et l'exposition. Cette interprétation concorde avec les conclusions dans l'EURAR (2008).

Incertitudes dans l'évaluation des risques pour la santé humaine

Le degré de confiance à l'égard de la base de données concernant les études de toxicité sur l'HBCD est modéré. On a déclaré que l'étude sur la reproduction menée sur deux générations, définie comme l'étude essentielle pour l'évaluation des risques, était conforme aux lignes directrices de l'OCDE et qu'elle avait été dirigée en accord avec les bonnes pratiques de laboratoire. En outre, on a observé des effets uniformes à des degrés d'exposition semblables entre les études.

On a observé des effets sur la thyroïde, bien qu'ils soient apparemment changeants en fonction du sexe, chez les animaux traités des deux sexes, mais ces effets étaient aussi limités. Le mécanisme pour les effets sur la glande thyroïde chez les femelles seulement n'est pas clair, mais un mode d'action a été proposé : selon celui-ci, l'induction d'enzymes hépatiques par l'HBCD augmente le métabolisme des hormones thyroïdiennes, ce qui entraîne une diminution des taux de la glande thyroïde dans le sang. Cette hypothèse est soutenue par les résultats de la stimulation in vivo des isoenzymes à cytochromes propres au sexe par l'HBCD (Germer et al., 2006). La diminution des taux d'hormones thyroïdiennes déclenche par la suite une augmentation compensatoire des taux de TSH, ce qui représente les changements notés concernant le poids de la thyroïde. D'autres recherches visant l'explication complète du mécanisme d'action précis seraient utiles pour comprendre si ces propriétés sont partagées par l'isomère gamma (γ) et l'isomère alpha (α). Une étude dirigée par Santé Canada au sujet du développement et de l'élimination des résidus chez les rongeurs a mis au jour de nouveaux renseignements; celle-ci indique que le rat Fisher semble plus sensible à l'HBCD que les rats Wistar et Sprague-Dawley (Curran et al., 2009[4]). Par conséquent, il y a davantage d'incertitudes quant à savoir quelles sont les souches d'animaux de laboratoire qui reflètent la sensibilité humaine à l'HBCD.

Des données canadiennes sur les milieux naturels étaient disponibles pour plusieurs milieux, notamment les concentrations dans le lait maternel, l'air ambiant, le poisson et la poussière, et ces données ont été intégrées aux estimations de l'exposition. En raison de la variabilité de l'HBCD dans la poussière et de la petite taille de l'échantillon dans l'étude canadienne, il existe des incertitudes concernant l'utilisation de la concentration maximale d'HBCD dans la poussière au Canada, à savoir 1 300 µg/kg. L'utilisation des données du Royaume-Uni sur l'air intérieur et l'eau à titre de remplacement des données canadiennes présente une possibilité de surestimation des absorptions. Les concentrations d'HBCD dans les produits alimentaires (à l'exception du poisson) tirées d'une étude américaine sur le panier de provisions ont été utilisées dans l'évaluation de l'alimentation. Toutefois, les deux pays partagent des produits alimentaires semblables; par conséquent, les concentrations d'HBCD dans les produits alimentaires aux États-Unis sont probablement représentatives des concentrations présentes au Canada. On a calculé des estimations de la limite supérieure d'exposition par voie alimentaire en utilisant les valeurs de la limite de détection pour les concentrations non détectées dans la base de données sur les aliments; on a donc prudemment surestimé l'exposition par voie alimentaire.

L'absorption basée sur les concentrations d'HBCD dans le sang de femmes canadiennes venant du Nunavut et des Territoires du Nord-Ouest est semblable à l'absorption estimée à partir des milieux naturels. Les apports alimentaires totaux dictent essentiellement l'absorption. Dans l'ensemble, aucune différence importante dans l'exposition n'est déterminée par l'une ou l'autre méthode, indépendamment des incertitudes potentielles causées par les concentrations mesurées dans les milieux naturels. Pour ces raisons, le degré de confiance est élevé à l'égard des estimations de l'exposition à partir des milieux naturels et des produits de consommation pour l'ensemble de la population canadienne ainsi que des marges d'exposition obtenues qui en découlent.

Il y a des incertitudes face à la méthode utilisée pour produire des estimations de l'exposition pour les nourrissons qui portent des textiles à leur bouche, en raison des données empiriques limitées relatives à la quantité d'HBCD disponible pour l'exposition (par la mise en bouche de textiles) et de la variabilité des types de comportement de mâchonnement chez les nourrissons. À ce titre, des estimations de l'exposition ont été produites pour ce scénario en fonction de deux algorithmes d'exposition différents. Les estimations de l'exposition fondées sur l'utilisation de ces algorithmes différaient de plusieurs ordres de grandeur. Le degré de confiance est élevé à l'égard du fait que l'exposition issue des produits de consommation ne dépassera pas les estimations de la limite supérieure d'exposition, car on considère que la valeur plus élevée surestime l'exposition de plusieurs ordres de grandeur lorsque l'hydrosolubilité intrinsèquement faible de l'HBCD est prise en compte et que, dès lors, les marges d'exposition obtenues assurent une protection.

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Conclusion proposée

Les renseignements disponibles sur la persistance, la bioaccumulation et la toxicité, ainsi que l'analyse du quotient de risque pour les organismes pélagiques et benthiques, indiquent que l'HBCD peut causer des effets écologiques nocifs au Canada. La présence généralisée d'HBCD dans l'environnement suscite des préoccupations à la lumière de preuves solides selon lesquelles la substance est persistante et bioaccumulable dans l'environnement. Selon les renseignements disponibles, il est proposé de conclure que l'HBCD pénètre dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique.

Compte tenu de la pertinence des marges entre l'estimation des expositions à l'HBCD et les concentrations associées à un effet critique, il est proposé de conclure que l'HBCD ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer au Canada un danger pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, il est proposé de conclure que l'HBCD répond à au moins un des critères de l'article 64 de la LCPE (1999) De plus, cette substance répond aux critères de la persistance et du potentiel de bioaccumulation prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Des activités de recherche et de surveillance viendront, s'il y a lieu, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable et, le cas échéant, l'efficacité des mesures de contrôle possibles définies à l'étape de la gestion des risques.

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Annexes

Notes de bas de page

[1] Le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (n° CAS) est la propriété de l'American Chemical Society. Toute utilisation ou redistribution, sauf si elle sert à répondre aux besoins législatifs et/ou est nécessaire pour les rapports au gouvernement du Canada lorsque des renseignements ou des rapports sont exigés par la loi ou une politique administrative, est interdite sans l'autorisation écrite préalable de l'American Chemical Society.
[2] La détermination de la conformité à l'un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 est basée sur une évaluation des risques pour l'environnement et/ou la santé humaine liés aux expositions dans l'environnement en général. Pour les humains, cela inclut notamment les expositions par l'air ambiant et intérieur, l'eau potable, les produits alimentaires et l'utilisation de produits de consommation. Une conclusion établie en vertu de la LCPE (1999) portant sur cette substance n'est pas pertinente à une évaluation, qu'elle n'empêche pas non plus, par rapport aux critères de danger définis dans le Règlement sur les produits contrôlés. Ce dernier fait partie du cadre réglementaire applicable au Système d'information sur les matières dangereuses utilisées au travail (SIMDUT) pour les produits destinés à être utilisés au travail. De plus, une conclusion basée sur les critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999) n'empêche pas que des mesures soient prises en vertu d'autres articles de la LCPE ou d'autres lois.
[3] Kurokawa Y, T. Inoue, Y. Uchida, J. Momma, 1984. Carcinogenesis test of flame retarder hexabromocyclododecane in mice (rapport inédit, traduit en anglais). M. Hardy, Albermarle Corporation, communication personnelle. Department of Toxicology. National Public Health Research Institute. Biological Safety Test and Research Centre.
[4] Curran I, Bondy G, Liston V, Gurofsky S, Rawn T, Pantazopoulos P. 2009. Preliminary Data on the Toxicological Evaluation of Hexabromocyclododecane (HBCD): Rodent Development and Residue Depletion Study. Abstract from the Eleventh International Workshop on Brominated Flame Retardants, Ottawa (Ont.), du 19 au 20 mai 2009.

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