Rapport sur l’état des substances perfluoroalkyliques et polyfluoroalkyliques (SPFA)

Titre officiel : Rapport sur l’état des substances perfluoroalkyliques et polyfluoroalkyliques (SPFA)

Environnement et Changement Climatique Canada

Santé Canada

Mars 2025

No de cat. : En84-395/2025F-PDF
ISBN : 978-0-660-75384-3

Résumé

Les substances perfluoroalkyliques et polyfluoroalkyliques (SPFA) constituent une catégorie regroupant des milliers de substances d’origine anthropique. Ces substances sont largement utilisées dans des produits de consommation et des applications commerciales et industrielles. En raison de l’utilisation répandue de ces substances et de leur persistance extrêmement longue dans l’environnement, de leur propension à s’accumuler et de leur mobilité, les SPFA sont fréquemment détectées dans l’environnement et chez l’humain. Bien que l’on dispose essentiellement de données sur un groupe limité de SPFA bien étudiées, de plus en plus de données indiquent que l’exposition à d’autres SPFA peut avoir des effets nocifs pour l’environnement et la santé humaine. L’exposition concomitante à plusieurs SPFA peut également entraîner des effets cumulatifs.

Le présent rapport présente une évaluation qualitative du devenir, des sources, de la présence et des répercussions possibles des SPFA sur l’environnement et la santé humaine, l’objectif étant d’éclairer la prise de décisions concernant les SPFA au Canada. L’Ébauche du rapport sur l’état des SPFA a été publiée en mai 2023, suivie de la Mise à jour de l’ébauche du rapport sur l’état des SPFA en juillet 2024. Ces 2 documents ont fait l’objet d’une consultation publique de 60 jours. Le présent rapport tient compte des commentaires reçus ainsi que des renseignements fournis pendant les 2 périodes de consultation ou tirés d’autres sources.

La caractéristique chimique commune des SPFA est leur entité perfluoroalkyliques, qui est extrêmement stable dans l’environnement, à tel point que les SPFA ont souvent été qualifiées de « produits chimiques éternels ». Les SPFA simples sont très persistantes, tandis que les molécules complexes se transforment en SPFA stables. Dans le présent rapport, les SPFA s’entendent au sens de la définition chimique générale donnée par l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) [2021], selon laquelle [traduction] « les SPFA sont des substances fluorées qui contiennent au moins 1 groupement méthyle ou méthylène entièrement fluoré (sans aucun atome H, Cl, Br ou I qui y soit lié), c’est-à-dire qu’à quelques exceptions près, tout produit chimique comportant au moins un groupement méthyle perfluoré (–CF₃) ou un groupement méthylène perfluoré (–CF₂–) est une SPFA ». La catégorie des SPFA comprend les substances répondant à cette définition. Cette dernière englobe des substances présentant un large éventail de structures et de propriétés, des produits chimiques définis comme acides perfluorocarboxyliques, acides perfluorosulfoniques et alcools fluorotélomériques, aux polymères fluorés à chaîne latérale, aux perfluoropolyéthers et aux fluoropolymères. Certaines SPFA présentes sur le marché possèdent également des attributs structuraux autres que des chaînes perfluoroalkyliques (par exemple la présence de liaisons éther ou d’atomes de chlore dans les chaînes hydrocarbonées fluorées).

En raison de leurs propriétés (y compris leur capacité oléofuge et hydrofuge, leur résistance chimique, physique et thermique élevée à la décomposition, ainsi que leur faible tension superficielle), les SPFA sont utilisées dans une vaste gamme de produits de consommation et dans des applications commerciales et industrielles. Elles servent notamment d’agents tensioactifs, de lubrifiants et de répulsifs (contre la saleté, l’eau et les graisses). Elles entrent également dans la composition de mousses extinctrices (comme les mousses à formation de pellicule aqueuse, aussi appelées mousses AFFF), de matériaux d’emballage alimentaire, de médicaments (y compris des produits de santé naturels et des médicaments sans ordonnance), de dispositifs médicaux, de cosmétiques, de pesticides, de textiles (comme pour les tapis, les meubles et les vêtements), de véhicules et de produits électroniques.

Au Canada, de nombreuses sources potentielles de SPFA peuvent entraîner l’exposition des personnes et la libération de ces substances dans l’environnement. La population peut notamment être exposée aux SPFA par la nourriture, les matériaux d’emballage alimentaire, les cosmétiques, les produits de consommation, l’air ambiant, l’air intérieur, la poussière et l’eau potable. De plus, les sites contaminés par les SPFA représentent des foyers d’exposition où les personnes et l’environnement peuvent être exposés à des concentrations élevées de SPFA. Ces sites, qui se trouvent un peu partout au Canada, comprennent ceux qui sont associés à l’utilisation des mousses AFFF, généralement libérées lors des activités de lutte contre les incendies de carburant liquide, lors d’activités de formation et lors de l’entretien de l’équipement de lutte contre les incendies, notamment dans les aéroports et les installations militaires. Comme il n’est pas possible de séparer les déchets contenant des SPFA du flux de déchets général, les produits contenant des SPFA se retrouvent parmi les déchets solides municipaux (DSM) dans les sites d’enfouissement ou sont incinérés avec les DSM. Le compostage des matériaux d’emballage alimentaire contenant des SPFA, les rejets dans des systèmes de traitement des eaux usées et l’épandage de biosolides sur les terres constituent d’autres voies d’exposition de l’environnement aux SPFA. Il convient de noter que la contamination par les SPFA est présente partout au Canada et ne se limite pas à quelques sources ou régions.

Une fois que les SPFA sont libérées dans l’environnement, leurs propriétés physiques et chimiques influent sur leur devenir et leur comportement. Les SPFA neutres (par exemple les alcools fluorotélomériques) peuvent être plus volatiles et donc plus susceptibles de se retrouver dans l’atmosphère. Les alcools fluorotélomériques ainsi que d’autres substances polyfluoroalkyliques et polymères fluorés à chaîne latérale peuvent être transformés en d’autres SPFA plus stables qui sont extrêmement persistantes dans l’environnement dans les conditions ambiantes. Les SPFA ioniques (les SPFA sont principalement sous cette forme au pH de l’environnement), comme les acides perfluorocarboxyliques et les acides perfluorosulfoniques, sont solubles dans l’eau et non volatiles et se répartissent donc principalement dans l’eau où elles peuvent devenir mobiles. Certaines SPFA à chaîne courte, utilisées en remplacement des SPFA à longue chaîne qui sont interdites, se sont avérées encore plus mobiles à l’échelle locale, ce qui pourrait se traduire par un transfert aux cultures vivrières et à l’eau potable. Certaines SPFA peuvent également être transportées sur de grandes distances dans l’atmosphère (dans le cas des SPFA neutres et volatiles) ou par les courants océaniques mondiaux (dans le cas des SPFA ioniques), comme en témoigne leur vaste répartition dans le monde, y compris dans les régions isolées. L’expérience acquise dans la gestion des sites contaminés a également montré qu’il est difficile d’assainir les sites contaminés par les SPFA et qu’il est impossible d’éliminer ces substances de l’environnement en général.

À l’échelle mondiale, on trouve des SPFA dans presque tous les milieux naturels, y compris l’air, l’eau de surface et l’eau souterraine, les océans, les sols et le biote, ainsi que dans les affluents et les effluents d’eaux usées, le lixiviat des sites d’enfouissement, les boues d’épuration et les biosolides. Les concentrations les plus élevées signalées sont généralement observées à proximité des sources connues de SPFA susceptibles d’être libérées dans l’environnement, comme les sites contaminés où les concentrations de SPFA peuvent atteindre des valeurs entraînant potentiellement des effets négatifs sur l’environnement ou la santé humaine. Les SPFA sont aussi régulièrement détectées dans des endroits très éloignés de ces sources. De même, bien que les concentrations les plus élevées de SPFA dans des organismes aient été mesurées à proximité de points de rejet connus, leur omniprésence a été constatée dans des échantillons de tissu prélevés sur des organismes partout dans le monde. Même si le nombre de SPFA examinées dans les études à ce jour est limité, les études ont permis d’observer une détection de plus en plus fréquente d’un éventail de SPFA. Des activités de surveillance et de recherche menées au Canada visent à mieux cerner les tendances concernant la présence des SPFA dans les écosystèmes et les espèces sauvages du pays. Jusqu’à présent, ces activités ont confirmé l’omniprésence des SPFA partout au Canada.

En fonction des propriétés physiques et chimiques de la substance, certaines SPFA s’accumulent dans les biotes. On a également signalé que les SPFA se bioamplifient (c’est-à-dire qu’elles s’accumulent en concentrations de plus en plus élevées dans la chaîne alimentaire) de manière appréciable dans les organismes aérobies (par exemple les mammifères et les oiseaux), ce qui peut augmenter la probabilité d’observation d’effets nocifs. Des effets écotoxiques tels qu’une immunotoxicité et une neurotoxicité, ainsi que des effets sur la croissance, la reproduction et le développement ont été signalés dans la littérature, même s’il subsiste encore des lacunes importantes dans les données pour certaines espèces, certains groupes de SPFA et certains types d’effets étudiés.

À l’heure actuelle, seul un petit nombre de SPFA sont surveillées dans le cadre d’activités de biosurveillance chez les humains. Certaines SPFA ont été détectées dans le sang (plasma ou sérum) de la population générale au Canada et à l’étranger. Les SPFA peuvent également être transférées par le placenta, et les nourrissons et les enfants peuvent être exposés aux SPFA par l’ingestion de lait maternel. Il a été déterminé que le potentiel d’exposition aux SPFA est plus élevé dans certains sous-groupes de la population. Il a été considéré que, par rapport à la population générale, les concentrations de certaines SPFA étaient plus élevées chez certaines communautés autochtones du Nord (chez les adultes, y compris les femmes enceintes) ainsi que chez les jeunes et les enfants autochtones d’autres régions du Canada. Cependant, d’autres SPFA (par exemple l’acide perfluorooctanoïque ou APFO) ont été détectées à des concentrations plus faibles. À l’échelle mondiale, les pompiers présentent également une concentration élevée de certaines SPFA. Au Canada, les pompiers et les personnes vivant à proximité de sites contaminés par des SPFA (par exemple des sites où des mousses AFFF sont utilisées) peuvent également être exposés de façon disproportionnée à des concentrations élevées de SPFA, bien qu’on ne dispose pas de données de biosurveillance propres au Canada pour ces sous-groupes de la population.

Il a été montré que chez les humains, certaines SPFA bien étudiées sont facilement absorbées par l’organisme et se lient à des protéines du sang. Ces SPFA peuvent ensuite entrer dans la circulation sanguine et s’accumuler dans les tissus bien irrigués (par exemple le foie et les reins). Il a été démontré que certaines des SPFA étudiées sont éliminées très lentement du corps humain. Les données toxicologiques (in vitro et in vivo) et épidémiologiques chez l’humain ne sont disponibles que pour un nombre limité de SPFA; des données récentes sur les SPFA bien étudiées, notamment l’APFO et le sulfonate de perfluorooctane (SPFO), montrent des effets négatifs sur la santé humaine à des concentrations plus faibles que celles indiquées dans les études antérieures. Les effets couramment signalés dans les études sur les animaux comprennent des effets sur le foie, les reins, la glande thyroïde, le système immunitaire, le système nerveux, le métabolisme, le poids corporel, la reproduction et le développement. Les études épidémiologiques chez les humains ont permis de constater des effets sur des organes, systèmes ou paramètres semblables. Ces données montrent clairement que l’exposition aux SPFA peut causer des effets sur plusieurs organes et systèmes.

Bien que la plupart des études toxicologiques et épidémiologiques aient porté sur les effets de l’exposition à une SPFA à la fois, les biotes et les humains sont généralement exposés à un grand nombre de SPFA simultanément, comme le montrent les données d’échantillonnage environnemental et de biosurveillance. L’effet interactif de plusieurs SPFA sur différents paramètres a été évalué dans un nombre limité d’études. Cependant, étant donné le grand nombre de SPFA et leur omniprésence, il est raisonnable de s’attendre à ce que leurs effets puissent être cumulatifs. Le gouvernement du Canada étudie activement les effets de l’exposition aux SPFA sur l’environnement et la santé humaine, notamment à l’aide de nouvelles approches méthodologiques pour caractériser simultanément plusieurs SPFA dans les milieux biologiques et l’environnement. Ces études confirment la présence dans l’environnement de mélanges de SPFA qui comprennent de nombreuses substances qui ne sont pas visées par les études habituelles de suivi et de surveillance. Outre certaines initiatives, il existe des programmes de suivi et de surveillance dans l’environnement et chez l’humain visant les sous-groupes de la population qui pourraient être plus susceptibles ou plus exposés, notamment les personnes enceintes, les enfants, les communautés autochtones et du Nord du Canada ainsi que les pompiers.

Le Canada a pris des mesures pour éliminer certaines SPFA qui, selon les premières données probantes, pourraient être préoccupantes pour l’environnement ou la santé humaine. Un nombre limité de SPFA sont soumises à des mesures de gestion des risques au Canada. La fabrication, l’utilisation, la vente, la mise en vente et l’importation de SPFO, d’APFO, d’acides perfluorocarboxyliques à longue chaîne (APFC à LC), de leurs sels et de leurs précurseurs, ainsi que de produits qui contiennent ces substances, sont interdites par le Règlement sur certaines substances toxiques interdites (2012), qui prévoit un nombre restreint d’exemptions. Un projet de règlement qui abrogerait et remplacerait le Règlement sur certaines substances toxiques interdites (2012) a également été publié en mai 2022; ce projet de loi propose de limiter davantage l’utilisation de ces SPFA en supprimant la plupart des exemptions restantes ou en prévoyant des échéances à ces exemptions. Certaines SPFA visées par le Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères) sont également soumises à des interdictions, à des conditions ministérielles et à des dispositions relatives aux nouvelles activités prévues dans la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE]. On a observé que des SPFA à chaîne plus courte ont été utilisées comme substituts aux SPFA à longue chaîne (chaîne de 8 atomes de carbone ou plus) à la suite de la mise en œuvre des restrictions réglementaires à l’utilisation de ces dernières.

Parmi les autres activités au pays qui ciblent certaines SPFA, mentionnons l’élaboration, par le gouvernement du Canada ou le Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME), de recommandations pour la qualité de l’eau et du sol visant à assurer la protection de la santé humaine et de l’environnement; ainsi qu’à réduire les risques liés aux sites contaminés fédéraux connus (au moyen du Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux); et les rejets anthropiques de produits chimiques sources de préoccupations mutuelles dans les Grands Lacs, conformément à l’Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs. Une réglementation sur l’importation, l’exportation et la fabrication de certaines substances appauvrissant la couche d’ozone et concernant les halocarbures de remplacement est également prévue par le Règlement sur les substances appauvrissant la couche d’ozone et les halocarbures de remplacement. En octobre 2024, l’Agence canadienne d’inspection des aliments (ACIA) a commencé à appliquer une norme provisoire sur les SPFA dans les biosolides, qui s’inscrit dans l’ensemble de mesures coordonnées d’atténuation des risques du gouvernement du Canada dont l’objectif est de réduire le plus possible l’exposition humaine et environnementale aux SPFA pendant tout le cycle de vie du produit, de sa fabrication à son élimination. L’ACIA a travaillé avec les gouvernements provinciaux et continuera de discuter avec les provinces, les municipalités et l’industrie des biosolides pour mettre en application la norme provisoire. En octobre 2024 également, dans le cadre du programme Solutions innovatrices Canada, Innovation, Sciences et Développement économique Canada (ISDE) a lancé un défi visant à améliorer la destruction des SPFA dans les milieux contaminés. L’objectif de l’initiative est de trouver des moyens novateurs, rentables, sûrs et échelonnables pour détruire les SPFA présentes dans divers milieux solides ou aqueux contaminés. Le gouvernement du Canada collabore avec d’autres gouvernements ailleurs dans le monde dans le cadre d’initiatives visant les SPFA, notamment par le biais de l’OCDE et de la Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants. Par exemple, le Canada a nominé avec succès les APFC à LC, leurs sels et les composés apparentés pour inscription à la Convention de Stockholm.

L’utilisation généralisée des SPFA, la capacité de ces dernières à être transportées localement et sur de grandes distances ainsi que leur omniprésence dans l’environnement font en sorte que l’environnement et les humains sont constamment exposés à de multiples SPFA. Il a en outre été démontré que les SPFA bien étudiées peuvent avoir un effet sur de nombreux systèmes et organes chez les humains et les espèces sauvages. Certaines SPFA peuvent se bioaccumuler et se bioamplifier dans les réseaux trophiques à un point tel qu’elles peuvent avoir des effets néfastes sur les biotes à de faibles concentrations dans l’environnement. Des données récentes sur des SPFA bien étudiées, en particulier l’APFO et le SPFO, montrent également des effets négatifs pour la santé humaine à des concentrations plus faibles que celles qu’avaient indiquées les études précédentes. En raison de leur persistance extrêmement longue, de leur potentiel de bioaccumulation dans les organismes et de bioamplification dans la chaîne alimentaire et de l’impossibilité de les éliminer de l’environnement en général, en l’absence d’intervention, les SPFA continueront d’être présentes dans l’environnement et d’être absorbées par les humains et d’autres biotes, et leur concentration et leur absorption pourraient augmenter. Le potentiel d’exposition simultanée et celui de causer des effets cumulatifs sont des facteurs importants à prendre en considération, car la plupart du temps, les espèces sauvages et les humains sont exposés à des mélanges inconnus de SPFA.

Des incertitudes sont associées à la compréhension des caractéristiques des substances représentant toute la variété des structures des SPFA, étant donné que les ensembles de données toxicologiques, épidémiologiques et de surveillance portent sur un nombre limité de SPFA. Cependant, de plus en plus de données probantes semblent indiquer que les préoccupations liées aux SPFA bien étudiées seraient plus généralement applicables à d’autres SPFA qu’on le croyait. Ainsi, même si les dangers particuliers associés aux mélanges de SPFA sont en grande partie inconnus, il existe un grand nombre de sources possibles de SPFA pouvant mener à une exposition, et il est raisonnable de penser que l’exposition à de multiples SPFA pourrait causer des effets cumulatifs.

Pour préserver la santé humaine et protéger l’environnement et pour faire preuve de précaution lorsqu’il y a des lacunes dans les données, il est raisonnable de s’attendre à ce que les préoccupations relevées pour les SPFA bien étudiées puissent également être inhérentes à d’autres substances de la catégorie.

Cependant, des données probantes semblent indiquer que les fluoropolymères peuvent avoir des profils d’exposition et de danger très différents lorsqu’on les compare à d’autres SPFA de la catégorie. Les fluoropolymères sont des polymères formés par polymérisation ou copolymérisation de monomères d’alcènes (dont au moins un contient du fluor lié à l’un ou aux 2 atomes de carbone de l’alcène) pour former un squelette d’un polymère à base de carbone uniquement auquel des atomes de fluor sont liés directement. Étant donné les renseignements laissant entendre que les fluoropolymères sont différents des autres SPFA de la catégorie, d’autres travaux sont requis. Les SPFA qui répondent à la définition de fluoropolymère ne sont pas traités dans le présent rapport, mais il est prévu qu’ils feront l’objet d’une évaluation distincte.

En raison de l’extrême persistance des SPFA et de leur potentiel de causer des effets nocifs, les répercussions sur l’environnement devraient augmenter si l’on ne cesse pas d’y introduire ces substances. Compte tenu de ce que l’on sait des SPFA bien étudiées et de la possibilité que d’autres SPFA se comportent de la même manière, et comme on s’attend à ce que l’exposition simultanée à plusieurs SPFA augmente la probabilité de causer des effets préjudiciables, il est conclu que la catégorie des SPFA, à l’exclusion des fluoropolymères comme on les définit dans le présent rapport, satisfait aux critères énoncés à l’alinéa 64a) de la LCPE, car ces substances pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou 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. Cependant, il est conclu que la catégorie des SPFA, à l’exclusion des fluoropolymères comme on les définit dans le présent rapport, ne satisfait pas aux critères énoncés à l’alinéa 64b) de la LCPE, car ces substances ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu de l’utilisation répandue des SPFA conjuguée à leur omniprésence dans l’environnement, l’espèce humaine est continuellement exposée à de multiples SPFA, ce qui peut causer des effets préoccupants. Compte tenu de ce que l’on sait des SPFA bien étudiées et de la possibilité que d’autres SPFA se comportent de la même manière, et comme on s’attend à ce que l’exposition simultanée à plusieurs SPFA augmente la probabilité de causer des effets préjudiciables, il est conclu que les substances de la catégorie des SPFA, à l’exclusion des fluoropolymères comme on les définit dans le présent rapport, satisfait aux critères énoncés à l’alinéa 64c) de la LCPE, car ces substances pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est donc conclu que les substances de la catégorie des SPFA, à l’exclusion des fluoropolymères comme on les définit dans le présent rapport, satisfont à 1 ou à plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

Les SPFA bien étudiées satisfont aux critères de persistance énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE. Compte tenu des renseignements disponibles et des similitudes structurales, on s’attend à ce que d’autres substances appartenant à la catégorie des SPFA soient également très persistantes ou se transforment en SPFA persistantes. Il est donc déterminé que la catégorie des SPFA répond aux critères de persistance énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE. Puisque les fluoropolymères ont été exclus de la présente évaluation, ils sont également exclus de cette détermination relative au Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE.

Le potentiel de bioamplification et d’amplification trophique des SPFA bien étudiées chez les organismes aérobies est très préoccupant. Cependant, les critères quantitatifs de la bioaccumulation, décrits dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation, sont fondés sur les données de bioaccumulation chez les espèces aquatiques d’eau douce, données qui ne tiennent pas compte du potentiel de bioamplification. Par conséquent, l’application des critères ne permettrait pas de représenter les préoccupations suscitées par la bioamplification par le régime alimentaire, qui constitue la principale voie d’exposition du réseau trophique établie pour les SPFA bien étudiées. Par conséquent, on ne peut établir raisonnablement le potentiel de bioaccumulation des SPFA selon les critères réglementaires énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE.

1. Introduction

Conformément à l’article 68 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE; Canada 1999], les ministres de l’Environnement et de la Santé ont préparé un rapport sur la catégorie des substances perfluoroalkyliques et polyfluoroalkyliques (SPFA) afin de présenter un aperçu de leurs sources, de leur devenir, de leur présence et de leurs possibles répercussions sur l’environnement et la santé humaine. Cette catégorie de substances a été jugée prioritaire pour une évaluation parce que les données scientifiques recueillies à ce jour indiquent que les SPFA utilisées pour remplacer les SPFA réglementées (c’est-à-dire le sulfonate de perfluorooctane [SPFO] et ses sels et précurseurs, l’acide perfluorooctanoïque [APFO] et ses sels et précurseurs, ainsi que les acides perfluorocarboxyliques à longue chaîne [APFC à LC] et leurs sels et précurseurs) peuvent également être associées à des effets sur l’environnement ou la santé humaine. Le présent rapport et ses conclusions visent à éclairer la prise de décisions concernant la catégorie des SPFA au Canada.

Les SPFA constituent une grande catégorie de substances d’origine anthropique qui comprend un très large éventail de produits chimiques allant des agents tensioactifs fluorés distincts aux SPFA polymères, comme les polymères fluorés à chaîne latérale, en passant par des précurseurs à chaîne plus longue qui peuvent se transformer dans l’environnement en SPFA plus simples.

La caractéristique chimique commune des SPFA est le groupement perfluoroalkyle, qui est extrêmement stable, ce qui le rend résistant à la décomposition. En raison de cette stabilité et de leur longue persistance dans l’environnement, les SPFA ont souvent été qualifiées de « produits chimiques éternels ». La persistance extrêmement longue de l’entité fluorocarbonée, conjuguée à la propension de nombreuses SPFA à s’accumuler dans l’environnement et à être mobiles, s’est traduite par leur omniprésence dans le monde entier, même dans des régions isolées comme l’Arctique (Kwiatkowski et coll. 2020). Il a été avancé que le rejet continu de ces substances très persistantes entraînera une augmentation des concentrations et une probabilité accrue d’effets connus et inconnus (Cousins et coll. 2020).

En raison de leur utilisation répandue, certaines SPFA sont détectées chez les humains et dans presque tous les compartiments environnementaux, y compris l’air ambiant, l’eau de surface, l’eau souterraine, l’eau de mer et le sol, ainsi que dans le lixiviat des sites d’enfouissement, les affluents et les effluents d’eaux usées, les boues et les biosolides (voir, par exemple, ECHA 2022c). À l’échelle mondiale, plusieurs groupes de SPFA ont été trouvés dans l’environnement à proximité de sources ponctuelles, notamment d’usines de fabrication et de lieux où des mousses extinctrices ont été utilisées, dont les aéroports et les bases militaires (voir, par exemple, Hu et coll. 2016 et Lanza et coll. 2016). Les endroits où les concentrations de SPFA sont plus élevées que celles de diverses recommandations peuvent être désignés comme sites contaminés. Des SPFA peuvent également être libérées dans l’environnement par l’utilisation et l’élimination de produits de consommation contenant des SPFA. Par conséquent, les sites d’enfouissement et les stations de traitement des eaux usées (y compris les déchets associés tels que les biosolides) sont des voies possibles d’entrée de SPFA dans l’environnement (voir, par exemple, Gewurtz et coll. 2013; Lakshminarasimman et coll. 2021). Une fois dans l’environnement, certaines SPFA circulent facilement dans l’eau et le sol et peuvent contaminer de vastes zones (voir, par exemple, Bhavsar et coll. 2016; CCME 2021a). Des coûts importants sont associés à l’évaluation et à l’assainissement des sols et des sources d’eau potable contaminés (Kwiatkowski et coll. 2020). Cela s’explique par le fait que les SPFA ne se décomposent pas facilement et que les technologies de traitement et de dégradation à l’échelle commerciale sont encore assez limitées. Il a été montré que de nombreuses SPFA sont transportées sur de grandes distances dans l’atmosphère, les plans d’eau et les eaux souterraines. Le transport à grande distance des SPFA a entraîné la présence de ces substances en Arctique, dans l’air, la glace, l’eau douce et l’eau salée, de même que chez des espèces sauvages, notamment les ours polaires, les baleines, les phoques et les oiseaux (Muir et coll. 2019). Certaines SPFA ont également été détectées en concentrations plus élevées dans les communautés des Premières Nations et des Inuits du nord par rapport au reste de la population canadienne (voir, par exemple, Caron-Beaudoin et coll. 2020; Garcia-Barrios et coll. 2021).

Au Canada, 3 sous-groupes bien définis de SPFA (c’est-à-dire le SPFO, l’APFO et les APFC à LC, ainsi que leurs sels et précurseurs) ont été évalués dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques du Canada (PGPC) [EC 2006, 2012; EC, SC 2012). Ces groupes ont été ajoutés à l’annexe 1 de la LCPE en raison des risques qu’ils présentent pour l’environnement, en grande partie à cause de leur persistance et de leur potentiel de bioaccumulation, et ils sont soumis au Règlement sur certaines substances toxiques interdites (2012) [RCSTI]. Cette mesure de gestion des risques vise 94 SPFA figurant sur la Liste intérieure (LI)^{Note de bas de page 1} [Canada 1999]. Étant donné que ces sous-groupes sont définis d’après une description du groupement perfluoré, les mesures de gestion des risques s’appliquent également à toutes les SPFA répondant à cette description, même celles qui ne font pas l’objet d’une utilisation commerciale connue au Canada. Sur plus de 290 SPFA visées par le Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères) [RRSN], environ 100 ont également fait l’objet de règlements, d’interdictions, de conditions ministérielles ou de dispositions relatives à une nouvelle activité (NAc) prévues par la LCPE. Bon nombre des mesures prévues par le RRSN ont été annulées ou remplacées par d’autres règlements qui visent les mêmes substances et préviennent les risques pour la santé humaine ou l’environnement (par exemple le Règlement sur les substances appauvrissant la couche d’ozone et les halocarbures de remplacement [RSACOHR]).

Il a été reconnu qu’une méthode quantitative d’analyse et de gestion des risques associés à des substances, sous-groupes ou groupes distincts de SPFA existantes (c’est-à-dire une méthode assortie de conclusions fondées sur les risques et de mesures de gestion prises séparément pour chaque substance ou groupe) est un moyen inefficace de gérer la catégorie des SPFA. De nombreux scientifiques (déclarations de Helsingør, de Madrid et de Zürich [Scheringer et coll. 2014; Blum et coll. 2015; Ritscher et coll. 2018; DeWitt et coll. 2024]) recommandent l’adoption d’une approche préventive et de précaution pour cette catégorie de substances, préconisant des mesures de gestion visant de grands sous-groupes ou la catégorie dans son ensemble, malgré un manque de certitude scientifique concernant la plupart des SPFA, qui restent peu étudiées. En outre, des organisations et des accords multilatéraux, notamment l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) et la Convention de Stockholm des Nations Unies sur les polluants organiques persistants (POP), ont reconnu le risque de faire des substitutions regrettables au sein de la famille des SPFA. De nombreuses instances, notamment certains États des États-Unis et de l’Union européenne, ont pris des mesures ou envisagent de prendre des mesures ciblant les SPFA en tant que catégorie.

En avril 2021, le gouvernement du Canada a publié un Avis d’intention dans lequel il a manifesté son souhait d’aller de l’avant avec des activités visant à traiter les SPFA en tant que catégorie (ECCC, SC 2021). L’ébauche de rapport sur l’état des SPFA a été publiée en mai 2023 (ECCC, SC 2023), suivie par une mise à jour de l’ébauche en juillet 2024 (ECCC, SC 2024).

Le rapport sur l’état des SPFA est une évaluation qualitative du devenir, des sources, de la présence et des répercussions possibles des SPFA sur l’environnement et la santé humaine. Ce rapport constitue un fondement pour établir une approche par catégorie et appliquer le principe de précaution, afin d’éclairer la prise de décisions concernant les SPFA au Canada. Il comprend des renseignements recueillis dans une recension de la littérature scientifique, y compris des données pertinentes fournies par des intervenants en réponse à l’Avis d’intention portant sur la grande classe des substances perfluoroalkyliques et polyfluoroalkyliques (ECCC, SC 2021) et pendant une consultation publique de 60 jours ayant suivi la publication de l’ébauche de rapport sur l’état des SPFA le 20 mai 2023 et de la mise à jour de l’ébauche le 13 juillet 2024. La plupart des données pertinentes ont été relevées jusqu’en mars 2022 et d’autres données se sont ajoutées jusqu’en septembre 2024. Le présent rapport a fait l’objet d’un examen externe. Des commentaires ont été reçus d’examinateurs de Tetra Tech pendant l’élaboration de l’ébauche et de sa mise à jour. Bien que les commentaires externes aient été pris en compte, Santé Canada (SC) et Environnement et Changement climatique Canada (ECCC) restent responsables des conclusions et du contenu définitifs du rapport.

Le présent rapport porte principalement sur les renseignements à l’appui d’une conclusion conformément à l’article 64 de la LCPE, tirés des données scientifiques disponibles, y compris celles sur les sous-groupes de la population pouvant être plus sensibles ou plus exposés et sur les effets cumulatifs^{Note de bas de page 2}, suivant une approche de précaution et fondée sur le poids de la preuve. Il présente les éléments et les renseignements cruciaux pris en considération dans la formulation de la conclusion.

1.1 Étendue chimique

La catégorie des SPFA englobe un vaste éventail de structures (par exemple éthers, polymères), qui présentent des degrés de fluoration et des longueurs de chaîne variables (Buck et coll. 2011; Wang Z. et coll. 2017; ITRC 2020a; OCDE 2021). Cette variété est illustrée par la liste de l’OCDE de 2018 recensant plus de 4 700 SPFA (OCDE 2018a) ou d’autres listes comme le tableau de bord sur les produits chimiques CompTox (CompTox 2021, 2022) de l’Environmental Protection Agency des États-Unis (US EPA), répertoriant environ 15 000 substances.

Dans le présent rapport, nous utilisons la définition de la catégorie des SPFA donnée par l’OCDE (2021), à savoir : [traduction] « Les SPFA sont des substances fluorées qui contiennent au moins 1 groupement méthyle ou méthylène entièrement fluoré (sans aucun atome H, Cl, Br ou I qui y soit lié), c’est-à-dire qu’à quelques exceptions près, tout produit chimique comportant au moins un groupement méthyle perfluoré (–CF₃) ou un groupement méthylène perfluoré (–CF₂–) est une SPFA ». Dans le présent rapport, la catégorie des SPFA comprend les substances qui répondent à la définition de l’OCDE et, de ce fait, elle répond à la définition d’une catégorie de substances aux termes de la LCPE, puisque les SPFA ont la même portion de structure chimique^{Note de bas de page 3}.

Cette définition chimique englobe des substances présentant un grand éventail de structures, de propriétés et de profils d’emploi. L’entité fluorocarbonée porte souvent un groupement fonctionnel, généralement un acide carboxylique ou sulfonique (par exemple, APFO ou SPFO) ou un alcool fluorotélomérique (FTOH). Ces molécules avec groupement fonctionnel peuvent être utilisées pour lier chimiquement l’entité fluorocarbonée à des molécules plus complexes telles que les polymères fluorés à chaîne latérale ou les composés sulfonamidoéthyliques.

La définition des SPFA de l’OCDE de 2021 (OCDE 2021) est plus large que celle utilisée pour dresser la liste des SPFA de l’OCDE en 2018, qui s’axait sur les SPFA contenant une entité perfluoroalkylique comptant au moins 3 atomes de carbone ou une entité d’éther perfluoroalkylique comptant au moins 2 atomes de carbone. Par conséquent, la définition de l’OCDE de 2021 (OCDE 2021) augmente le nombre de SPFA distinctes au-delà des quelque 4 700 SPFA initialement recensées par l’OCDE en 2018 (OCDE 2018a, b). La définition de l’OCDE de 2021 a entraîné l’ajout de certaines substances employées dans des médicaments et des pesticides et de substances qui sont réglementées au Canada par le RSACOHR, comme les chlorofluorocarbures (CFC), les hydrochlorofluorocarbures (HCFC) et les hydrofluorocarbures (HFC). L’acide trifluoroacétique (TFA), un produit de transformation qui se forme dans l’atmosphère à partir de certaines des substances réglementées par le RSACOHR ainsi que d’hydrofluoroléfines (HFO) et d’hydrochlorofluoroléfines (HCFO) [PNUE 2016], répond également à la définition de l’OCDE. D’autres instances ont également recensé un grand nombre de SPFA. Par exemple, l’Agence européenne des produits chimiques (ECHA 2023b) et le tableau de bord sur les produits chimiques CompTox (CompTox 2021, 2022) de l’US EPA comptent respectivement plus de 10 000 et environ 15 000 substances.

Le présent rapport fait appel à la définition chimique des SPFA donnée en 2021 par l’OCDE, étant donné la préoccupation concernant la stabilité de l’entité fluorocarbonée, qui confère aux SPFA une persistance dans l’environnement. Pour les SPFA qui subissent une certaine transformation, la partie fluorée de la molécule est généralement préservée, ce qui donne des produits de transformation de SPFA qui sont stables. La catégorie des SPFA englobe les substances répondant à cette définition. Alors que la définition générale des SPFA est basée sur la structure chimique, le rapport de l’OCDE de 2021 (OCDE 2021) indique que les diverses instances peuvent formuler leur propre définition de travail des SPFA, qu’elles peuvent établir en conjuguant la définition générale des SPFA à d’autres éléments (par exemple des propriétés ou des domaines d’emploi particuliers). De telles définitions de travail peuvent être utiles lorsqu’on envisage d’appliquer des approches réglementaires ou autres pour réduire l’exposition.

Les abréviations utilisées pour désigner les SPFA fréquemment utilisées dans le présent rapport sont définies à l’annexe A. Le rapport sur l’état des SPFA renvoie souvent aux SPFA à longue chaîne (LC) et à chaîne courte (CC), où longue chaîne se rapporte à une longueur de chaîne de 8 atomes de carbone (C₈) ou plus et chaîne courte à une longueur de 7 atomes de carbone (C₇) ou moins. Bien que la définition des SPFA à longue chaîne utilisée dans le présent rapport soit cohérente avec celles des rapports publiés par de nombreux autres auteurs (par exemple l’OCDE, l’US EPA) en ce qui concerne les acides perfluorocarboxyliques, d’autres auteurs désignent parfois comme SPFA à longue chaîne les sulfonates perfluorés possédant au moins 6 atomes de carbone (C₆) entièrement fluorés (par exemple acide perfluorohexanesulfonique [PFHxS]). Les définitions des SPFA à chaînes courte et longue utilisées dans le présent rapport sont conformes à celles des autres publications du gouvernement du Canada. De plus, le renvoi aux acides perfluoroalkyliques (APFA) comprend à la fois les APFA (par exemple acides perfluorocarboxyliques [APFC], acides perfluorosulfoniques [APFS], acides perfluoroalkylphosphoniques [PFPA], acides perfluoroalkylphosphiniques [PFPiA]) et les acides perfluoroalkyl éther (par exemple acides per- et polyfluoroalkyl éther carboxyliques [PFECA], acides d’éthers per- et polyfluoroalkyliques sulfoniques [PFESA]).

1.1.1 SPFA polymériques

Les SPFA sont parfois classées en SPFA polymériques et non polymériques (Buck et coll. 2011; OCDE 2021). Les groupes de SPFA polymériques les plus couramment mentionnés sont les polymères fluorés à chaîne latérale, les perfluoropolyéthers et les fluoropolymères.

Les polymères fluorés à chaîne latérale sont des SPFA polymériques qui n’ont pas de squelette polymérique perfluoré ou polyfluoré. Ils sont plutôt constitués d’un squelette de composition variable et de chaînes latérales polyfluoroalkyliques (ou potentiellement perfluoroalkyliques) [Buck et coll. 2011]. Les polymères fluorés à chaîne latérale peuvent être classés en fonction du type d’entités de SPFA présentes sur les chaînes latérales (par exemple fluorotélomères n:2) ou des unités structurales répétées dans le squelette polymérique (par exemple acrylates, oxétanes, uréthanes) [OCDE 2022]. Il est bien établi que les polymères fluorés à chaîne latérale peuvent subir une décomposition abiotique ou biotique entraînant la libération, par clivage des chaînes latérales, de SPFA non polymériques (OCDE 2022; Lohmann et Letcher 2023), qui peuvent ensuite se transformer en SPFA stables (par exemple en APFC, APFS) et biodisponibles. Par exemple, la liaison ester des polymères fluorés à chaîne latérale de type acrylates et uréthanes peut être clivée. De plus, le squelette polymérique peut se briser en petits oligomères, dont la liaison ester peut ensuite être clivée (OCDE 2022; Lohmann et Letcher 2023). Une étude récente de Matsukami et coll. (2024) visait à évaluer la tendance des polymères fluorés à chaîne latérale présents dans les produits hydrofuges durables offerts sur le marché à se décomposer et à former des APFA et des précurseurs des APFA. Les auteurs ont obtenu des concentrations accrues de PFBS (un APFA) ainsi que des précurseurs des APFA que sont le MeFBSE, les oléfines fluorotélomériques et les FTOH après une hydrolyse alcaline. Ils ont conclu que la composition des produits hydrofuges durables contenant des polymères fluorés à chaîne latérale avait évolué au fil des ans : ce sont plutôt des polymères fluorés à chaîne latérale à chaîne courte (soit des polymères fluorés à chaîne latérale de formule C₄F₉ et C₆F₁₃) qui sont utilisés depuis l’entrée en vigueur de règlements sur les APFA à longue chaîne.

Les perfluoropolyéthers ont un squelette de polyéther auquel sont directement liés des atomes de fluor; ce squelette est formé d’unités telles que –CF₂–, –CF₂CF₂– et –CF(CF₃)CF₂– séparées par des atomes d’oxygène (Buck et coll. 2011). Le rapport de synthèse de l’OCDE sur les perfluoropolyéthers (2024) indique que bon nombre de ces substances ont un faible poids moléculaire, qui atteint même moins de 1 000 daltons dans certains cas. Les molécules ayant un poids moléculaire inférieur à 1 000 daltons peuvent être considérées comme biodisponibles (US EPA 2013). Par conséquent, les perfluoropolyéthers de faible poids moléculaire pourraient être biodisponibles. Ils peuvent également être volatils (Young et coll. 2006; OCDE 2024) et pourraient présenter un certain degré de solubilité à des concentrations de l’ordre du ppm (DelRaso et coll. 1996; ECHA 2020; OCDE 2024), ce qui indique un potentiel de mobilité dans l’environnement. Lorsque l’on compare des perfluoropolyéthers portant les mêmes groupes fonctionnels à leurs extrémités, la volatilité diminue avec l’augmentation du poids moléculaire (OCDE 2024).

On considère généralement que les perfluoropolyéthers sont stables dans des conditions naturelles (OCDE 2024). Cependant, il a été montré que dans des conditions liées à leur utilisation, ils se décomposent en SPFA non polymériques à des températures élevées (comme celles pouvant être atteintes dans des applications industrielles) (OCDE 2024). Leur devenir (y compris leur taux de décomposition) dépend de la nature de l’application, de leur poids moléculaire et des groupes à leurs extrémités (OCDE 2024).

Les perfluoropolyéthers linéaires de faible poids moléculaire sont considérés comme structuralement semblables aux les PFECA comptant 4 ou 5 unités d’éther répétées (oligomères) et ayant un poids moléculaire d’environ 500 daltons. Ces PFECA ont un squelette comprenant le même type de liaisons éther répétées que celui trouvé dans les perfluoropolyéthers, et leurs effets pourraient être semblables à ceux des perfluoropolyéthers de faible poids moléculaire. Ils peuvent se bioaccumuler (Burkhard 2021; Li Y. et coll. 2021), et il a été signalé qu’ils présentent une embryotoxicité aigüe chez les poissons (Gebreab et coll. 2020; Wang et coll. 2020; Gui et coll. 2023). De plus, ces PFECA ont été associés à des effets sur le foie dans le cadre d’études sur des animaux (Guo et coll. 2019; Chen et coll. 2021; Conley et coll. 2024; Jackson et coll. 2024) et ont été mesurés dans des échantillons de sérum humain (Kotlarz et coll. 2020, 2024). Dans une autre étude sur des animaux, aucun effet lié au traitement n’a été observé pour un perfluoropolyéther (ayant un poids moléculaire de 3 200 daltons) (Malinverno et coll. 1996).

Les fluoropolymères sont des polymères formés par polymérisation ou copolymérisation de monomères d’alcènes (dont au moins 1 contient du fluor lié à l'un ou aux 2 atomes de carbone de l’alcène) pour former un squelette d'un polymère à base de carbone uniquement auquel des atomes de fluor sont liés directement (Buck et coll. 2011). Une version de cette définition a été employée par l’ECHA (2023c), et une version simplifiée qui conserve la description de la structure de polymère finale a été utilisée par l’OCDE (2015a, 2021). Certains ionomères, qui consistent en un squelette de fluoropolymère à chaînes latérales de perfluoroéthers se terminant par un groupement ionisable, comme un acide sulfonique ou carboxylique (voir, par exemple, Mauritz et Moore 2004), sont considérés comme des fluoropolymères (voir la section 3.2.3).

Par rapport aux polymères fluorés à chaîne latérale et aux perfluoropolyéthers, les fluoropolymères comportent des liaisons C–F sur un squelette formé uniquement d’atomes de carbone. Les fluoropolymères ne semblent pas se décomposer dans les conditions environnementales normales (Hubert et coll. 2009; Gangal et Brothers 2015; Geertinger et coll. 2019). Cependant, il pourrait y avoir lixiviation de SPFA non polymériques (par exemple adjuvants de fabrication, monomères et oligomères) au cours du cycle de vie des fluoropolymères (Lohmann et coll. 2020). Il est possible que les fluoropolymères ayant un poids moléculaire élevé et une faible solubilité ne soient pas mobiles ou biodisponibles (Korzeniowski et coll. 2023; Lohmann et Letcher 2023). En revanche, d’autres SPFA de la catégorie devraient être mobiles dans l’environnement (et pourraient y être transportées sur de grandes distances) et sont jugées biodisponibles, étant donné leurs propriétés physiques et chimiques. Les profils d’exposition et de risque des fluoropolymères pourraient être très différents de ceux des autres SPFA.

Afin d’examiner ces différences plus en détail, il faudrait effectuer des travaux supplémentaires. Comme il est prévu que les SPFA répondant à la définition de fluoropolymère donnée dans le présent rapport soient examinées dans le cadre d’une évaluation distincte, elles ne sont pas examinées plus avant dans le présent rapport. Les autres polymères fluorés, soit les polymères fluorés à chaîne latérale et les perfluoropolyéthers, entrent dans la portée du rapport.

2. Utilisations et sources d’exposition

2.1 Utilisations des SPFA

Les SPFA possèdent des caractéristiques pratiques qui sont utiles dans un large éventail d’applications, notamment :

• leur nature oléofuge et hydrofuge, qui confère une résistance aux taches, des caractéristiques antisalissures et des propriétés antiadhésives;
• une résistance élevée à la décomposition chimique, physique et thermique;
• une faible tension superficielle, d’où l’utilisation des SPFA comme agents tensioactifs et lubrifiants.

En raison de leurs propriétés, les SPFA sont utilisées dans de nombreuses applications commerciales et de nombreux secteurs industriels et sont présentes dans une vaste gamme de produits, notamment certaines mousses extinctrices, des matériaux d’emballage alimentaire, des agents tensioactifs, des lubrifiants, des médicaments (y compris des produits de santé naturels et des médicaments sans ordonnance), des dispositifs médicaux, des cosmétiques, des pesticides, des textiles, des véhicules, des répulsifs et du matériel électronique. Une étude publiée en 2020 (Glüge et coll. 2020) a permis de recenser plus de 200 utilisations actuelles rangées dans 64 catégories d’utilisations de plus de 1 400 SPFA et en présente en détail les fonctions ainsi que les secteurs associés.

Les mousses extinctrices contenant des SPFA sont utilisées pendant des situations d’urgence afin d’éteindre des feux de classe B, soit ceux de liquides et de gaz inflammables et combustibles, notamment les graisses de pétrole, les goudrons, les huiles, l’essence, les solvants et les alcools. Autrefois, ces mousses étaient largement employées à des fins de formation, mais elles sont progressivement remplacées par des mousses d’entraînement ne contenant pas de SPFA (ITRC 2020b). Les agents tensioactifs à base de SPFA aident à priver le feu d’oxygène en contribuant à la formation d’une couverture de mousse et, tout particulièrement, d’une pellicule aqueuse qui glisse à la surface du liquide en feu. Les mousses à formation de pellicule aqueuse (mousses AFFF) sont les mousses de ce type les plus largement utilisées et commercialisées. Pour cette raison, les mousses extinctrices contenant des SPFA sont souvent simplement appelées mousses AFFF, y compris dans le présent rapport. Il existe cependant d’autres types de mousses extinctrices contenant des SPFA qui ont des compositions légèrement différentes et qui sont utilisées dans des applications spécialisées, comme les mousses AFFF antialcool destinées aux solvants polaires et les mousses aux fluoroprotéines à formation de pellicule (FFFP), qui servent à renforcer la résistance à la réinflammation dans le cas des feux en nappe épaisse.

Au Canada, les mousses AFFF qui contiennent certaines SPFA réglementées sont interdites dans le cadre du RCSTI, à quelques exemptions près (Canada 2016). Depuis 2016, ces exemptions tiennent compte de la transition vers des solutions permettant de remplacer l’APFO et/ou les APFC à LC et la concentration résiduelle de SPFO qui demeure dans l’équipement de lutte contre les incendies en raison de l’utilisation passée de cette substance. Cependant, ce règlement est en cours de révision, et le projet de Règlement sur certaines substances toxiques interdites (2022) restreindrait davantage ces exemptions (Canada 2022a) et entraînerait l’abandon progressif des mousses AFFF contenant de l’APFO et/ou des APFC à LC. Certaines SPFA à chaîne carbonée plus courte ont été utilisées pour remplacer les SPFA réglementées pour ce type d’application. L’utilisation dispersive de mousses AFFF lors des séances de formation et des incendies donne lieu à des rejets de grandes quantités de SPFA et a grandement contribué aux sites contaminés par les SPFA au Canada, ce dont il est question plus en détail à la section 2.3.

Au Canada, bien qu’il existe des règlements interdisant le SPFO, l’APFO, les APFC à LC, leurs sels et leurs précurseurs, ces règlements comportent actuellement un nombre limité d’exemptions, comme les articles manufacturés. Par conséquent, ces substances peuvent rester en circulation (voir la section 8.1.1 pour de plus amples renseignements sur la gestion des risques selon la LCPE). En outre, les SPFA à longue chaîne sont souvent considérées comme des impuretés produites au cours du procédé de fabrication des substituts à chaîne courte, et elles peuvent encore être présentes dans les effluents des usines de fabrication et les produits finis (Prevedouros et coll. 2006).

Huit enquêtes canadiennes différentes visant à recueillir des renseignements sur les activités commerciales au Canada, réalisées conformément à l’article 71 de la LCPE depuis l’an 2000, ont porté sur un total de 269 SPFA, certaines d’entre elles ayant été visées par plus d’une des 8 enquêtes (Canada 2005a, 2005b, 2012, 2015, 2017, 2018, 2020a). Sur les 269 SPFA ayant fait l’objet d’une telle enquête, 87 ont fait l’objet de réponses par 27 entreprises différentes. Sur ces 269 SPFA étudiées, 169 ont été interdites par le RCSTI depuis la dernière enquête qui les visait.

On dispose de très peu de renseignements sur les types et les concentrations de SPFA utilisés dans les produits de consommation vendus au Canada, y compris les produits destinés aux enfants (Beesoon et coll. 2012; Kim et coll. 2015; Xia et coll. 2022).

2.1.1 Utilisations déclarées au gouvernement du Canada

Ce que l’on sait des nombreuses utilisations des SPFA au Canada provient des Déclarations de substances nouvelles reçues conformément au Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (RRSN) pris en application de la LCPE, des déclarations de cosmétiques reçues conformément au Règlement sur les cosmétiques pris en application de la Loi sur les aliments et drogues et des déclarations volontaires reçues par SC et touchant les matériaux d’emballage des aliments.

2.1.1.1 Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères)

Les nouvelles substances qui sont importées ou fabriquées au Canada sont soumises à des exigences de déclaration échelonnées en fonction de la quantité annuelle importée ou fabriquée. Les renseignements à déclarer comprennent des informations propres à la substance, notamment son identité, son utilisation, son danger et son écotoxicité, dans le but d’évaluer le risque que cette substance pourrait présenter pour les humains et l’environnement. Plus de 290 nouvelles SPFA (dont la moitié sont des polymères) ont été déclarées au Canada, conformément au RRSN, depuis 1994. Sur ces SPFA, environ 30 seraient destinées à être fabriquées au Canada, en général avec des restrictions (il s’agirait par exemple de substances confinées intermédiaires limitées au site, confinées pour l’exportation seulement, soumises au RSACOHR ou encore soumises aux dispositions relatives aux nouvelles activités [NAc] de la LCPE).

Il ressort de ces déclarations de substances nouvelles que l’éventail d’utilisations possibles est grand (figure 1). Parmi les utilisations générales déclarées pour les SPFA, mentionnons les adjuvants de fabrication (par exemple les agents de démoulage pour les plastiques), les substances oléofuges et hydrofuges dans les emballages, les tapis, le cuir, les tissus et les carreaux, les agents d’unisson dans les peintures, les encres et les adhésifs, les revêtements antigraisse pour les matériaux d’emballage alimentaire (c’est-à-dire les matériaux qui sont en contact avec les aliments), les frigorigènes, les agents de gonflement, les mousses extinctrices (agents tensioactifs dans les mousses AFFF) et les principes actifs dans les médicaments à usage humain ou vétérinaire. Parmi les utilisations déclarées des nouveaux polymères qui sont des SPFA, il y a principalement les utilisations comme antitaches et comme substances oléofuges et hydrofuges, avec quelques utilisations prévues comme agents d’unisson, adjuvants de fabrication, agents tensioactifs et lubrifiants. La catégorie des « autres » utilisations des nouvelles SPFA comprend les utilisations comme agents antistatiques, colorants, électrolytes, ingrédients cosmétiques, traceurs, peintures marines et phytoprotecteurs.

Figure 1. Utilisations des nouvelles SPFA déclarées conformément au RRSN depuis 1994. Pourcentage du total des utilisations indiquées dans les déclarations sur les substances nouvelles visant les SPFA.

Environ 90 SPFA déclarées conformément au RRSN ont été ajoutées à la LI. Lorsqu’une substance est ajoutée à la LI, elle peut être utilisée à n’importe quelle fin, sauf si elle fait l’objet de mesures de gestion des risques.

Avant 2016, de nombreux frigorigènes et agents de gonflement déclarés conformément au RRSN ont ensuite été ajoutés à la LI avec ou sans mesures de gestion des risques, y compris des mesures imposées par le Programme des substances nouvelles. Cependant, depuis décembre 2016, ces substances sont réglementées par le RSACOHR (voir la section 8.1).

Bien que les utilisations prévues déclarées par les importateurs et les fabricants conformément au RRSN soient en grande partie industrielles, certaines de ces mêmes SPFA peuvent être utilisées dans d’autres types de produits, comme les cosmétiques. Une analyse a montré que 15 SPFA déclarées conformément au RRSN pour des utilisations industrielles, dont certaines ne figurent pas sur la LI, ont également été déclarées pour une utilisation dans les cosmétiques au Canada conformément au Règlement sur les cosmétiques et sont actuellement utilisées dans les cosmétiques. Par conséquent, les SPFA qui ont été déclarées initialement comme ayant des utilisations industrielles (par exemple comme stabiliseur industriel de mousse) peuvent être utilisées par la suite dans des produits non industriels qui entraînent une plus grande exposition directe des humains (par exemple les cosmétiques).

2.1.1.2 Cosmétiques

Les SPFA sont ajoutées à escient à certains cosmétiques, comme les fonds de teint, les lotions hydratantes, les lotions et les crèmes, afin d’améliorer la pénétration d’autres ingrédients dans la peau, de rehausser l’éclat et d’accroître la durabilité du maquillage. L’article 30 du Règlement sur les cosmétiques exige que tous les fabricants et importateurs de cosmétiques présentent à SC une déclaration de cosmétique au plus tard 10 jours après la vente de leur premier produit cosmétique au Canada. La déclaration doit comprendre, entre autres, une liste de tous les ingrédients et, pour chaque ingrédient, sa concentration exacte ou la fourchette de concentrations (Canada 2019). Entre janvier 1993 et juillet 2024, 3 648 produits cosmétiques ayant fait l’objet d’une déclaration à Santé Canada contenaient une ou plusieurs SPFA. Environ 78 % de ces déclarations concernaient des produits sans rinçage, notamment des produits de maquillage et des crèmes hydratantes, des produits qui étaient destinés à être utilisés sur le corps, le visage, les lèvres et autour des yeux. La plupart (87 %) de ces produits contiennent des SPFA déclarées à une concentration égale ou inférieure à 3 %. Dans environ 4 % des produits, les SPFA utilisées comme ingrédients sont déclarées à une concentration supérieure à 10 %. Selon une analyse des tendances dans les données tirées des déclarations de cosmétiques, le nombre annuel de déclarations de nouveaux cosmétiques contenant des SPFA mis en marché au Canada a augmenté entre 1993 et 2017, pour atteindre un sommet de 487 en 2017. Le nombre de déclarations de nouveaux cosmétiques contenant des SPFA a diminué depuis et s’élevait à environ 157 en 2023. Au cours des 5 dernières années, Santé Canada a reçu quelque 268 000 déclarations pour divers cosmétiques, notamment des nettoyants, des revitalisants, des exfoliants, des fonds de teint, des crèmes pour le corps et des produits de maquillage. Les déclarations de cosmétiques contenant des SPFA représentent moins de 1 % du total des déclarations de cosmétiques reçues.

En date de juillet 2024, 67 SPFA distinctes, utilisées comme ingrédients dans les cosmétiques, avaient été déclarées au Canada. Les noms de ces SPFA utilisées comme ingrédients suivent la Nomenclature internationale des ingrédients cosmétiques (INCI). Parmi ces ingrédients, les 10 SPFA les plus fréquemment déclarées étaient les suivantes : perfluorodécaline, trifluoroacétyl tripeptide-2, éther de polyperfluorométhyle et de perfluoro-isopropyle, diméthicone de perfluorononyle, phosphate de polyperfluoroéthoxyméthoxy difluoroéthyl PEG, triéthoxysilane de perfluorohexyléthyle, trifluoroacétate d’urée aminobutyroylvalylaminobutyrique de tétradécyle, éther de méthyle et de perfluorobutyle, éther de méthyle et de perfluoro-isobutyle, perfluorohexane. Étant donné que l’APFO et le SPFO sont des substances interdites par le RCSTI, elles n’ont pas été déclarées comme ingrédients de cosmétique en tant que tels. Toutefois, les cosmétiques contenant des SPFA sous forme de polymères, des FTOH et des esters de polyfluoroalkylphosphate (PAP) peuvent être des sources potentielles d’APFO, de SPFO et d’autres APFA (Fujii et coll. 2012; Harris et coll. 2022; Bălan et coll. 2024).

La détection et la mesure des SPFA dans les cosmétiques sont encore un domaine émergent à l’échelle internationale. À l’aide de méthodes chromatographiques, plusieurs groupes de recherche ont étudié des produits cosmétiques pour y trouver certains APFA et leurs précurseurs (Danish EPA 2018; Whitehead et coll. 2021; Harris et coll. 2022). Une étude récente a confirmé la présence de plusieurs APFA et PAP à des concentrations allant de l’ordre des ng/g aux mg/g dans des cosmétiques achetés au Canada pour lesquels la présence d’ingrédients fluorés était mentionnée (Harris et coll. 2022). La concentration des SPFA individuelles détectées variait cependant grandement dans les échantillons analysés. Des SPFA ont également été détectées, à des concentrations beaucoup plus faibles allant des ng/g aux µg/g, dans des cosmétiques dont l’étiquette n’indiquait pas la présence de ces substances (Whitehead et coll. 2021; Harris et coll. 2022). En outre, plusieurs chercheurs ont étudié la teneur en fluor total et en fluor organique extractible des produits cosmétiques à l’aide de méthodes qui ne permettent pas d’identifier ni de distinguer les divers types de substances contenant du fluor et pouvant comprendre des substances autres que les SPFA (Fujii et coll. 2013; Schultes et coll. 2018; Whitehead et coll. 2021). Les résultats de ces études indiquent que la somme des concentrations des SPFA isolées et mesurées dans les cosmétiques était sensiblement inférieure à leur teneur totale respective en fluor, ce qui ne représente, dans de nombreux cas, qu’environ 1 % du fluor total. Par conséquent, le bilan massique déficitaire observé dans ces études indique la présence de nombreuses substances fluorées inconnues dans les cosmétiques, dont certaines pourraient être des SPFA. L’existence d’un large éventail d’ingrédients fluorés et l’absence de normes d’analyse rendent difficile la détection des SPFA distinctes dans les cosmétiques.

2.1.1.3 Matériaux d’emballage pour aliments

Au Canada, tous les matériaux d’emballage des aliments, qu’ils aient été produits au Canada ou importés, doivent être conformes aux dispositions de sécurité du titre 23 du Règlement sur les aliments et drogues. Le titre 23 interdit la vente d’aliments dans un emballage qui peut transmettre à son contenu une substance pouvant être nuisible à la santé du consommateur de l’aliment. La responsabilité de s’assurer que les matériaux utilisés en contact avec les aliments sont conformes aux exigences réglementaires incombe au fournisseur de l’aliment (par exemple le fabricant, l’emballeur ou le distributeur d’aliments).

À ce jour, SC a évalué et émis des attestations de non-objection concernant 16 SPFA polymériques (c’est-à-dire des perfluoropolyéthers et des [co]polymères fluorés à chaîne latérale), la plus récente datant de 2018. Ces utilisations sont conformes à l’utilisation des SPFA approuvée ailleurs dans le monde pour les matériaux qui entrent en contact avec les aliments (Commission européenne 2020a; OCDE 2020; US FDA 2022a).

Compte tenu des mesures de gestion des risques en vigueur au Canada (voir la section 8.1.1), aux États-Unis et en Europe (US EPA 2009; OCDE 2015b, 2020), il est peu probable qu’il y ait des matériaux d’emballage pour aliments contenant du SPFO sur le marché canadien. Les modifications proposées au RCSTI restreindront davantage l’importation, l’utilisation et la vente d’articles manufacturés contenant de l’APFO et des APFC à LC au Canada (Canada 2022a).

Étant donné que du papier et du carton traités peuvent entrer dans la matière première du papier recyclé, il est possible que les produits en papier non traités fabriqués à partir de cette matière première contiennent des SPFA en concentration détectable. Xu Y. et coll. (2013) indiquent avoir détecté 7 perfluorocarboxylates (PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA et PFDoDA) à des concentrations allant de 700 à 2 220 µg/kg de papier (0,7 à 2,2 ppm) dans 2 papiers commercialisés conçus pour un contact alimentaire, mais ne pas avoir décelé de PFBS, de PFHxS ni de SPFO. Selon Curtzwiler et coll. (2021), les seuils de concentration des APFC (c’est-à-dire le PFBA, le PFHxA, l’APFO et le PFDA) dans les matériaux d’emballage en papier recyclé, associé à des gains de rendement fonctionnel, variaient de 30 ppm pour le PFDA à 1 238 ppm pour le PFBA. Minet et coll. (2022) estiment que 2 % des matériaux d’emballage pour aliments au Canada contiennent des SPFA ajoutées sciemment.

Étant donné l’utilisation connue des SPFA polymères dans les matériaux d’emballage pour aliments en papier ou en carton, on s’attend à ce que certaines SPFA soient détectées dans ces matériaux sur le marché de détail. Par exemple, Schaider et coll. (2017) ont trouvé du fluor en concentration détectable dans 33 % des matériaux d’emballage pour aliments en papier ou en carton et des matériaux d’emballage pour aliments connexes utilisés par des établissements de restauration rapide de diverses régions des États-Unis. Dans l’ensemble, ces chercheurs indiquent que le fluor était plus souvent présent en concentration détectable dans les produits antigraisse que dans les produits destinés à contenir des liquides ou non destinés à entrer en contact avec les aliments. Selon Schwartz-Narbonne et coll. (2023), 45 % des emballages de restauration rapide échantillonnés à Toronto (Canada) contenaient une concentration détectable de fluor total, les bols en fibres moulés présentant les concentrations les plus élevées (Schwartz-Narbonne et coll. 2023).

2.2 Présence dans les aliments vendus au détail

La présence de SPFA en très faible concentration a été observée dans divers aliments vendus au détail au Canada, aux États-Unis, en Australie, en Nouvelle-Zélande et en Europe (Tittlemier et coll. 2006, 2007; Ostertag et coll. 2009; EFSA 2020; FSANZ 2021; US FDA 2021a). Selon l’Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA; 2020), la source des SPFA détectées dans les aliments vendus au détail (par exemple le SPFO et les SPFA-LC) semble provenir principalement des SPFA qui se sont bioaccumulées par les chaînes alimentaires aquatique et terrestre, et non d’une migration directe à partir des matériaux d’emballage des aliments. L’organisme Food Standards Australia and New Zealand (FSANZ; 2017) signale également que les APFS, les APFC et les sulfonates de fluorotélomère n’ont pas été détectés dans divers aliments emballés dans les supermarchés australiens.

En collaboration avec l’Agence canadienne d’inspection des aliments (ACIA), SC surveille la concentration de certaines SPFA dans les aliments. Tittlemier et coll. (2007) ont signalé que seulement 9 des 54 échantillons composites (4 contenant de la viande, 3 du poisson et des crustacés, 1 des aliments de la restauration rapide et 1 du maïs soufflé pour micro-ondes) prélevés dans le cadre de l’Étude canadienne sur l’alimentation totale (EAT) entre 1992 et 2004 contenaient des composés perfluorés en concentration détectable. Le SPFO et l’APFO ont été détectés le plus fréquemment (dans les 9 échantillons composites), en concentrations variant de 0,5 à 4,5 ppb. Dans ce petit ensemble de données, la consommation de viande bovine représentait plus de 80 % de l’exposition alimentaire totale moyenne aux SPFA (c’est-à-dire SPFO et APFC totaux).

Tittlemier et coll. (2006) ont analysé 151 échantillons alimentaires composites prélevés dans le cadre de l’EAT entre 1992 et 2004 pour détecter un ensemble de perfluoroalcanesulfonamides (FASA), comprenant le perfluorooctanesulfonamide (PFOSA) et plusieurs N‑alkylperfluorooctanesulfonamides, à savoir le N‑éthylperfluorooctanesulfonamide, le N,N‑diéthylperfluorooctanesulfonamide, le N‑méthylperfluorooctanesulfonamide et le N,N‑diméthylperfluorooctanesulfonamide. Parmi les 541 résultats distincts obtenus, 73 % étaient inférieurs aux seuils de détection (SD). Au moins un FASA a été détecté dans un échantillon de chacun des groupes d’aliments analysés (produits de boulangerie et confiserie, produits laitiers, œufs, restauration rapide, poisson, viande, aliments à préparer sous emballage). Le FASA le plus souvent détecté était le N‑éthylperfluorooctanesulfonamide (taux de détection d’environ 52 %). Les concentrations les plus élevées de la somme des composés FASA analysés dans cette étude, variant d’une valeur inférieure au SD à 27,3 ppb, ont été trouvées dans les échantillons composites d’aliments de restauration rapide.

Ostertag et coll. (2009) ont fait état de la détection du carboxylate de fluorotélomère 6:2 insaturé (dans les viandes froides, à 1,26 ppb), du PFHpA (dans les biscuits, le fromage, la pizza et les plats de bœuf congelés à ≤ 0,59 ppb), de l’APFO (dans les biscuits, le fromage, les poivrons, les viandes froides en conserve et la pizza à ≤ 0,77 ppb), du PFNA (dans la charcuterie et les biscuits à ≤ 3,75 ppb), du PFDA (dans les poivrons à 1,02 ppb) et du SPFO (dans le fromage à ≤ 1,14 ppb) dans des échantillons prélevés en 1998 dans des magasins et des restaurants de Whitehorse, dans le territoire du Yukon au Canada.

L’Agence canadienne d’inspection des aliments a mené des enquêtes ciblées sur la présence de SPFO et d’APFO dans des échantillons prélevés de 2013 à 2016 dans divers aliments (légumes racines, produits à base de pomme de terre, produits de la mer, légumes surgelés, farine et céréales). Des plus de 3 200 échantillons d’aliments, aucun ne présentait une concentration de SPFO ou d’APFO supérieure au seuil de détection de 0,25 ng/g (ACIA 2016).

Santé Canada a analysé des échantillons de l’EAT de 2016, de 2017 (CANLINE 2020-) et de 2019 pour détecter 27 à 30 analytes de SPFA, notamment des sulfonates, des sulfonamides, des carboxylates et des carboxylates de fluorotélomère. Au total, 154 échantillons alimentaires composites de viandes (par exemple poulet, bœuf, agneau et porc), d’œufs, de poissons, de produits laitiers, de fruits, de légumes, d’aliments préparés, d’huiles et de graisses ainsi que d’aliments pour bébé ont été analysés et ont produit un nombre total de 4 606 résultats distincts. De ceux-ci, 92 % étaient inférieurs aux SD (0,004 à 2,13 ppb). Dans ces échantillons, le SPFO et l’APFO ont été les analytes les plus fréquemment détectés, à des concentrations supérieures aux SD dans environ 65 % et 25 % des échantillons, respectivement. Les concentrations supérieures au SD du SPFO variaient de 0,011 ppb (lait au chocolat) à 0,255 ppb (poisson marin), tandis que celles de l’APFO se situaient entre 0,039 ppb (poivrons) et 0,21 ppb (porc salé). Les concentrations les plus élevées obtenues pour un seul analyte étaient celles de l’éthylperfluorooctanesulfonamide (EtFOSA), une SPFA décelée dans les échantillons de viandes froides (9,39 ppb), de poissons marins (4,23 ppb), de poissons d’eau douce (1,86 ppb) et de poissons en conserve (1,80 ppb).

Dans une évaluation, l’EFSA a noté que plus de 90 % des résultats concernant les SPFA dans les aliments analysés dans le cadre d’enquêtes alimentaires européennes menées entre 2000 et 2016 étaient inférieurs au seuil de quantification ou de détection (EFSA 2020). Dans les enquêtes mentionnées dans cette évaluation, des concentrations élevées (95e centile > 10 ppb) de certaines SPFA ont été mesurées dans les abats comestibles de gibier et dans plusieurs espèces de poissons. Selon l’EFSA, 4 SPFA ensemble (APFO, PFNA, PFHxS et SPFO) ont représenté une médiane de 46 % (plage de 33 % à 56 %) de la somme de toutes les expositions aux SPFA par le régime alimentaire chez les adultes. Les contributions relatives à la médiane étaient de 9 %, 2 %, 4 % et 30 % pour l’APFO, le PFNA, le PFHxS et le SPFO, respectivement. Les autres SPFA ayant représenté plus de 5 % étaient le PFBA (16 %) et le PFHxA (15 %). L’EFSA a conseillé d’« interpréter avec prudence » les estimations de l’exposition, en raison de la forte proportion de non-détections. Quoi qu’il en soit, en ce qui concerne l’exposition combinée à l’APFO, au PFNA, au PFHxS et au SPFO, les catégories d’aliments « chair de poisson », « fruits et produits de fruits » et « œufs et produits d’œufs » étaient les principales catégories contributrices à l’exposition par voie alimentaire de tous les groupes de la population. L’EFSA a indiqué que les concentrations de SPFO et d’APFO dans les aliments semblaient avoir diminué.

FSANZ (2021) signale que sur les 30 SPFA analysées dans leur 27^e EAT en Australie (Australian Total Diet Study, pour les années 2019-2020), le SPFO était le seul congénère présent en concentration détectable dans les échantillons alimentaires analysés à l’échelle régionale et nationale. Le SPFO a été détecté dans les œufs, les filets de poisson (eau de mer), le foie ou autres abats (à l’exception de ceux de la volaille), les crevettes (cuites) et le thon en conserve. Le SPFO a été le plus souvent détecté dans le foie ou autres abats à des concentrations allant de moins de 0,05 ppb à 5,5 ppb. Toutes les autres concentrations de SPFO détectées étaient inférieures à 0,2 ppb. Dans une précédente EAT australienne, soit la 24^e (phase 2, pour l’année 2011), portant sur un sous-ensemble plus restreint d’échantillons d’aliments et d’analytes (c’est-à-dire l’APFO et le SPFO seulement), la FSANZ (2016a) a signalé que le SPFO n’a été détecté que dans 2 échantillons sur 50 (le SPFO a été détecté dans les filets de poisson et les saucisses de bœuf à des concentrations égales ou inférieures à 1 ppb).

La Food and Drug Administration (FDA) des États-Unis a analysé les SPFA dans des aliments cultivés ou produits dans des zones géographiques contaminées, ainsi que dans les aliments provenant de la filière alimentaire générale (Young et coll. 2012, 2013; US FDA 2021a, 2022a; Genualdi et coll. 2022). Les données sur la présence de SPFA dans l’approvisionnement alimentaire général (US FDA 2021a) ont été obtenues par l’analyse des échantillons prélevés dans le cadre de l’EAT réalisée par la FDA, qui comprenait une grande variété d’aliments, notamment les fruits et légumes, le pain, les viandes, le poisson, les produits laitiers, les aliments transformés et les aliments pour bébé, ainsi qu’à partir des données d’enquêtes ciblées sur l’eau embouteillée (2016), les produits de la mer (2013) et le lait (2012). Parmi les 5 premiers ensembles d’échantillons de l’EAT (accessibles sur le site Web de la FDA depuis février 2022)^{Note de bas de page 4}, la FDA en a analysé 4 à la recherche de 16 SPFA (PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFDA, PFBS, PFPeS, PFHxS, PFHpS, SPFO, ADONA, HFPO-DA, 11Cl-PF3OUdS, Cl-PFESA 6:2 [F53B]), et un à la recherche de 20 SPFA (PFUnDA, PFDoDA, PFTrDA et PFTeDA, en plus des 16 SPFA analysées dans les autres ensembles de données) [US FDA 2022b]. Dans les 5 ensembles de données combinés de l’EAT, seulement 10 des 532 échantillons analysés contenaient des SPFA en concentration détectable. Le SPFO a été détecté dans la dinde hachée (85,7 parties par 10¹² [ppt]), le tilapia (3 échantillons : 87, 83 et 28 ppt), les crevettes précuites (216 ppt), la morue cuite au four (98 ppt), la poudre de protéines (140 ppt) et les bâtonnets/croquettes de poisson congelés (33 ppt). Le PFNA a été détecté dans des échantillons de bâtonnets/croquettes de poisson congelés (50 ppt) et de morue cuite au four (2 échantillons : 233 et 87 ppt). Le PFDA a été détecté dans le thon en conserve (72 ppt) et la morue cuite au four (23 ppt). Le PFUnDA a été détecté dans les crevettes précuites (233 ppt) et la morue cuite au four (151 ppt), alors que le PFDoDA a été détecté dans les crevettes précuites (71 ppt). Dans l’enquête sur l’eau embouteillée, où la présence de SPFO et d’APFO a été analysée, aucun des 30 échantillons ne contenait l’une ou l’autre SPFA en concentration détectable (US FDA 2021a). Dans l’enquête sur les fruits de mer, 11 des 46 échantillons présentaient au moins 1 type de SPFA en concentration détectable; le SPFO était le plus souvent détecté (dans 9 des 11 échantillons positifs), à une concentration généralement plus élevée (0,97 ppb à 6,29 ppb) [Young et coll. 2013]. Dans l’enquête sur le lait, 1 des 12 échantillons de lait cru contenait des SPFA en concentration détectable, alors qu’aucun des 49 échantillons de lait vendu au détail n’en présentait (Young et coll. 2012). Le seul échantillon contenant des SPFA détectables (SPFO à 0,16 ppb) provenait d’une exploitation laitière qui avait épandu sur ses champs des biosolides contenant des SPFA. Bien que la FDA des États-Unis n’ait pas présenté d’estimations de l’exposition aux SPFA d’après les résultats ci-dessus, elle a déclaré que ces résultats n’indiquent pas qu’il faille éviter certains aliments à cause de préoccupations dues à la contamination par les SPFA (US FDA 2021b). La FDA (2021b) a limité l’évaluation du risque pour la santé humaine à l’APFO, au PFNA, au PFBS, au PFHxS et au SPFO.

La FDA a également mené une enquête ciblée en 2021-2022 pour 20 SPFA dans 8 types de produits de la mer (principalement importés) : thon, saumon, tilapia, crabe, crevette, morue, goberge et palourde (US FDA 2022c). La FDA a déterminé que la concentration d’APFO dans les échantillons de palourdes en conserve était probablement préoccupante pour la santé. Par la suite, les 2 distributeurs de palourdes en conserve en question ont lancé un rappel volontaire du produit (US FDA 2022d).

Ruffle et coll. (2020) ont analysé la présence de 26 SPFA dans 70 échantillons de filets de poissons (obtenus à partir de poissons entiers achetés) et de crustacés commercialisés aux États-Unis. Jusqu’à 10 SPFA ont été détectées dans 21 échantillons, le SPFO étant le composé prédominant. Les concentrations de SPFA totales étaient généralement de l’ordre de quelques ppb, voire moins (0,6 à 4,4 ppb), sauf pour les poissons de la région des Grands Lacs, où les concentrations étaient les plus élevées dans le corégone, le doré jaune et la perchaude (1,2 à 21,6 ppb).

Bien que les données sur la présence de SPFA dans des aliments en provenance du Canada, de l’Europe, de l’Australie, de la Nouvelle-Zélande et des États-Unis soient de plus en plus nombreuses, la portée des données existantes est encore limitée par rapport au nombre de SPFA que comprend cette vaste catégorie de substances. Notamment, l’analyse ciblée et la quantification dans les matrices variées et complexes d’aliments présentent des défis méthodologiques. En raison des limites des analyses associées à la mesure des substances dans des matrices alimentaires complexes, la plupart des données sur la présence des substances présentent très souvent des concentrations non détectables (c’est-à-dire inférieures au seuil de détection), ce qui rend les estimations de l’exposition très incertaines. L’EFSA (2020) a recommandé d’améliorer les méthodes d’analyse pour un éventail élargi de SPFA dans une variété accrue d’aliments afin de réduire l’incertitude de l’évaluation de l’exposition par les aliments. Dans le but d’améliorer les estimations de l’exposition par les aliments, les organismes de recherche sur les aliments, y compris la Division de la recherche sur les aliments de la Direction de l’alimentation et de la nutrition de SC, continuent de travailler à obtenir des données sur la présence des SPFA dans diverses matrices alimentaires (par exemple poisson, viande, aliments de restauration rapide) à l’aide de méthodes qui ont été mises au point récemment (Rawn et coll. 2022a).

2.3 Sites contaminés par les mousses à formation de pellicule aqueuse

Même si les SPFA sont omniprésentes dans l’environnement, les sites contaminés, où des mousses AFFF contenant des SPFA ont été ou sont utilisées (par exemple dans les sites d’entraînement à la lutte contre les incendies), représentent des foyers d’exposition où l’on est susceptible de détecter des concentrations élevées de SPFA dans l’environnement. La contamination par les SPFA peut poser des risques pour la santé humaine et l’environnement non seulement sur le site contaminé (c’est-à-dire sur place), mais aussi hors site, en raison d’une possible migration par l’eau de surface et l’eau souterraine, du transport éolien ou de la pulvérisation excessive de mousse AFFF. On a observé que les SPFA peuvent être transportées sur de grandes distances (plusieurs kilomètres) dans l’eau souterraine et l’eau de surface, ce qui peut toucher une vaste zone à partir d’une source ponctuelle unique de SPFA (Bhavsar et coll. 2016; Weber et coll. 2017; CCME 2021a). Un exemple de site contaminé touché par les SPFA, à savoir une zone d’entraînement à la lutte contre les incendies dans un aéroport, est illustré dans le modèle conceptuel de site présenté ci-dessous, à la figure 2 (SC 2021). Ce modèle illustre des voies d’exposition possibles des humains et des récepteurs écologiques potentiels (par exemple, les espèces sauvages) dans un site contaminé par les SPFA en raison de l’utilisation antérieure de mousses AFFF. Ces voies peuvent être le contact direct (ingestion, inhalation ou contact cutané) avec du sol, de l’eau de surface, de l’eau souterraine, des sédiments, de la poussière ou d’autres milieux naturels, notamment l’ingestion d’eau potable contaminée, et le contact indirect par la consommation d’aliments issus de l’agriculture ou d’aliments traditionnels (aliments chassés ou récoltés sur place).

Figure 2. Modèle conceptuel d’un site contaminé par les SPFA en raison de l’utilisation antérieure de mousses AFFF, et voies d’exposition possibles des humains et des récepteurs écologiques à examiner dans une évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement.

Les sites contaminés fédéraux sont situés sur des terrains dont le gouvernement fédéral est propriétaire, qu’il loue ou pour lesquels il a accepté la responsabilité de la contamination. Il existe plus de 100^{Note de bas de page 5} sites contaminés fédéraux où la contamination par les SPFA est confirmée ou présumée. Comme le montre la figure 3, ces sites se trouvent dans toutes les provinces et tous les territoires. La plupart d’entre eux sont associés à l’utilisation antérieure ou actuelle de mousses AFFF, généralement lors d’activités associées à la lutte contre les incendies de carburant liquide, y compris lors d’activités de formation et de l’entretien du matériel de lutte contre les incendies dans les aéroports et les installations militaires. Plusieurs SPFA (PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFBS, PFHxS et SPFO) ont été détectées dans les eaux souterraines d’anciennes zones d’entraînement à la lutte contre les incendies en Colombie-Britannique, en Alberta, en Nouvelle-Écosse, au Québec et en Ontario (Paterson et coll. 2008; Environmental Sciences Group 2015; Milley et coll. 2018; Liu M. et coll. 2022). Les autres voies par lesquelles les SPFA pourraient contaminer des lieux comprennent le lessivage des sites d’enfouissement ou l’épandage de biosolides contaminés par les SPFA provenant du traitement des eaux usées, ce dont il est question à la section 2.6. De nombreux sites fédéraux contaminés par des SPFA sont situés dans des zones où l’on dépend des ressources locales (par exemple consommation d’eau potable provenant de puits privés d’eau souterraine, chasse, cueillette, pêche, agriculture à petite échelle ou commerciale, jardinage et activités de loisir).

Figure 3. Sites contaminés fédéraux où la contamination par des SPFA est confirmée ou présumée, en date d’août 2024. L’état du site (c’est-à-dire site présumé actif, actif ou fermé) s’applique à l’ensemble du site et ne reflète pas seulement la contamination par les SPFA.

On trouve également au Canada des sites contaminés par les SPFA, mais dont le gouvernement fédéral n’est pas responsable. Par exemple, les mousses AFFF sont utilisées dans l’industrie pétrolière et gazière, dans l’industrie minière et par les services municipaux de lutte contre les incendies. La contamination sur les terrains non fédéraux relève des autorités provinciales ou territoriales et/ou de l’autorité sanitaire locale (voir la section 8.1.4).

Comme l’illustre la figure 2, les SPFA détectées dans l’eau souterraine ou l’eau de surface d’un site contaminé peuvent être considérées comme mobiles et sont probablement transportées par l’écoulement de l’eau souterraine ou de surface. D’autres voies de transport plausibles pour la migration hors site des SPFA peuvent également comprendre, entre autres, la migration dans les sols de surface, les sédiments, la poussière, les eaux de ruissellement et/ou de fonte des neiges contaminés (selon la topographie locale), ou encore la migration des SPFA des mousses extinctrices utilisées dans le passé sur le site (par exemple pulvérisation excessive et transport par le vent).

Les sites contaminés par les mousses AFFF sont susceptibles d’entraîner des effets sur des plantes et des animaux pouvant être consommés par des humains. La section 6.1 traite de l’absorption des SPFA par les végétaux et de la bioaccumulation chez les animaux.

2.4 Eau potable

En date de 2024, les méthodes d’analyse validées et normalisées visant la quantification des SPFA dans l’eau potable permettent de mesurer 29 composés au total (US EPA 2020a, 2020b). Il existe également une méthode normalisée validée permettant de mesurer 40 SPFA dans des échantillons aqueux comme l’eau de surface et les eaux souterraines (US EPA 2024). Même si de nombreuses autres SPFA peuvent être présentes, elles ne peuvent actuellement pas être mesurées par les laboratoires commerciaux à l’aide de ces méthodes. Toutefois, l’élaboration de nouvelles méthodes qui permettront de mesurer un plus grand nombre de composés est en cours dans de nombreux pays.

Les SPFA peuvent être présentes autant dans les puits d’eau potable privés que dans les systèmes publics d’approvisionnement en eau potable. En ce qui concerne les systèmes publics, les SPFA ne sont pas systématiquement mesurées dans les stations de traitement de l’eau au Canada. Par conséquent, bien que les données probantes sont de plus en plus nombreuses, seules des données limitées sont disponibles sur l’eau potable fournie par les systèmes d’approvisionnement municipaux. De plus, les données de surveillance existantes ne portent souvent que sur un nombre limité de SPFA, et les études varient en ce qui a trait au type de SPFA visé, aux méthodes d’analyse utilisées, aux seuils de détection, à la fréquence d’échantillonnage et à la conception générale. De ce fait, il est difficile de dresser un portrait précis des concentrations de SPFA dans l’eau potable au Canada. L’information présentée ci-dessous comprend un résumé des données tirées des publications scientifiques.

Dans 7 sites au Québec, des échantillons d’eau brute et d’eau traitée ont été prélevés chaque mois entre avril 2007 et mars 2008. 13 SPFA ont été mesurées. L’APFO a été détecté dans 75 % des échantillons d’eau traitée (seuil de détection de la méthode [SDM] de 0,3 ng/L à 0,6 ng/L), à une valeur médiane de 2,5 ng/L et à une valeur maximale de 73,0 ng/L. Le SPFO a été détecté dans 52 % des échantillons d’eau traitée (SDM de 0,3 ng/L à 0,6 ng/L), à une valeur médiane de 1,0 ng/L et à une valeur maximale de 12,0 ng/L. Le PFNA et le PFUnDA ont également été détectés dans quelques échantillons (Berryman et coll. 2012).

Entre 2016 et 2021, la présence de 18 SPFA (PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFBS, PFHxS, PFHpS, SPFO, PFDS, FTUCA 6:2, FTUCA 8:2, FTSA 4:2, FTSA 6:2, FTSA 8:2) a été analysée dans des échantillons prélevés dans 41 systèmes de traitement de l’eau potable au Québec. Des échantillons ont été prélevés dans les systèmes de traitement de l’eau de surface, et les analyses de systèmes approvisionnés en eau souterraine ont été ajoutées en 2018 (MELCC 2022). Les seuils de détection variaient de 0,5 ng/L à 5 ng/L dans les échantillons d’eau brute et de 0,3 ng/L à 5 ng/L dans les échantillons d’eau traitée. Parmi les 18 SPFA analysées, 6 (PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA et SPFO) ont été détectées dans au moins 10 % des échantillons prélevés. Les données de 2016 ont montré une diminution de la concentration maximale d’APFO et de SPFO (6 ng/L et 3 ng/L, respectivement) par rapport à la concentration maximale dans les eaux de surface pour les mêmes sites échantillonnés en 2007-2008 (66 ng/L pour l’APFO et 8,8 ng/L pour le SPFO). Dans le fleuve Saint-Laurent et d’autres cours d’eau, 5 substances (PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA et SPFO) ont été détectées dans au moins 30 % des échantillons. Ce sont l’APFO et le PFHxA qui ont été détectés le plus souvent (72 % et 59 %, respectivement). Ces 2 substances présentaient une concentration maximale de 6 ng/L. Dans le lac Memphrémagog, l’APFO (concentration maximale de 2 ng/L) et le PFHxA (concentration maximale de 3 ng/L) ont été détectés dans l’eau brute. Ces 2 substances ont été détectées dans l’eau potable traitée à raison d’une concentration maximale de 1 ng/L chacune. Dans les sources d’eaux souterraines, le PFPeA (concentration maximale de 48 ng/L) et le PFHxA (concentration maximale de 30 ng/L) ont été détectés dans 14 % et 17 % des échantillons, respectivement, tandis que l’APFO (concentration maximale de 4 ng/L) et le SPFO (concentration maximale de 3 ng/L) ont été détectés dans 6 % et 4 % des échantillons (MELCC 2022).

Entre 2018 et 2021, la présence de SPFA a été analysée dans un nombre total de 463 échantillons d’eau du robinet prélevés dans 376 municipalités québécoises. Les analyses ciblées ont permis de détecter 31 SPFA dans les échantillons, tandis qu’une détection non ciblée a permis d’en déceler 23 autres. Les SD variaient de 0,001 ng/L à 0,082 ng/L. Des SPFA étaient présentes dans 99 % des échantillons, et leur concentration totale dans chacun des échantillons allait d’une valeur inférieure au SD à 108 ng/L (médiane : 2 ng/L; 95e centile : 13 ng/L). Les SPFA les plus fréquemment détectées étaient l’APFO (88 %, médiane : 0,27 ng/L; maximum : 8,1 ng/L) et le SPFO (80 %, médiane : 0,15 ng/L; maximum : 13 ng/L). Les perfluoroalcanesulfonamides à chaîne courte (C₃-C₆) ont aussi été détectés fréquemment (par exemple, taux de détection du FBSA = 50 %), mais à des concentrations inférieures (< 1 ng/L). Il faut souligner que cette étude révèle également la présence de SPFA nouvelles, comme le FTSAS-sulfone 6:2 et la 5:1:2 FTB, qui se trouvaient en concentrations supérieures à 1 ng/L, mais n’ont pas été généralement détectées. De plus, certaines SPFA qui n’avaient jamais été mesurées dans l’eau potable auparavant (tels HO-x:2 FTSA, composés apparentés à l’acide fluorotélomère thioéther amidosulfonique, composés apparentés au N-sulfopropyl diméthylammoniopropyl perfluoroalkyl sulfonamide, triméthylammoniopropyl perfluoroalkyl sulfonamides, x:3 FTB et x:1:2 FTB) ont été détectées dans certains des échantillons. Dans l’ensemble, les concentrations de SPFA étaient plus élevées dans les échantillons d’eau du robinet dont la source provenait d’eaux de surface que dans ceux provenant d’eaux souterraines. Cependant, parmi les 10 lieux les plus contaminés, 6 prenaient leur source dans des eaux souterraines (Munoz et coll. 2023).

Au cours d’une étude menée entre autres sur 5 échantillons d’eau du robinet à Niagara-on-the-Lake, en Ontario, l’AFPO et le SPFO ont été mesurés à des concentrations de 2,1 ng/L et de 3,3 ng/L (moyennes arithmétiques), respectivement. Les substances PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFHxS et PFEtS ont également été détectées dans les échantillons. Les seuils de quantification variaient de 0,004 à 1,6 ng/L (Mak et coll. 2009).

Entre 2012 et 2016, le ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario a analysé la présence et la concentration de 14 SPFA (PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFDoDA, PFBS, PFHxS, SPFO, PFDS et PFOSA) dans 25 réseaux d’approvisionnement en eau potable en Ontario (Kleywegt et coll. 2020). Le SDM variait de 0,5 ng/L à 1 ng/L, et les résultats inférieurs au SDM ont été remplacés par une valeur égale à la moitié du SDM. Le PFUnDA, le PFDoDA, le PFDS et le PFOSA n’ont été détectés ni dans les échantillons d’eau brute, ni dans les échantillons d’eau potable traitée. Les composés les plus fréquemment détectés dans l’eau potable en Ontario étaient l’APFO (73 %; concentration médiane de 1,1 ng/L), le PFBA (67 %; concentration médiane de 2,4 ng/L), le PFHxA (54 %; concentration médiane de 1,3 ng/L), le PFPeA (51 %; concentration médiane de 1,0 ng/L) et le SPFO (50 %; concentration médiane de 0,63 ng/L).

Des concentrations médianes similaires des substances PFBA, PFPeA, PFHxA, APFO et SPFO ont été relevées dans des échantillons d’eau potable provenant de 19 sites situés autour du lac Ontario et du fleuve Saint-Laurent (n = 8) et d’autres lacs et petits cours d’eau au Canada (n = 11). Les concentrations maximales de SPFA variaient de 0,1 ng/L (PFDA) à 4,1 ng/L (SPFO) dans les échantillons des Grands Lacs et du Saint-Laurent, et de 0,1 ng/L (PFUnDA) à 4,9 ng/L (APFO) dans le reste des échantillons d’eau potable canadienne. Le PFHxA a été détecté dans tous les échantillons d’eau potable canadienne visés par cette étude. Parmi les autres SPFA fréquemment détectées figuraient le PFBA (95 %) ainsi que le PFHxS et le SPFO (tous 2 à 89 %), tandis que le PFPeA, le PFHpA, l’APFO, le PFNA, le PFDA et le PFBS ont été détectés dans au moins 84 % des échantillons. Les composés détectés plus rarement dans l’eau potable canadienne étaient le FOSA (53 %), le FTSA 6:2 (37 %) et le FTCA 5:3 (11 %), ainsi que le PFUnDA, le PFDoDA et le FTCA 7:3, chacun ayant été détecté dans moins de 10 % des échantillons. Selon une approche d’évaluation préliminaire qualitative, les substances FBSA, FHxSA, PFECHS et PFPeS étaient occasionnellement présentes dans l’eau du robinet (concentrations variant de sous le seuil de détection à 1,2 ng/L), tandis que le PFEtS, le PFPrS et le PFPeS étaient en concentrations inférieures au seuil de détection dans tous les échantillons au Canada. Le seuil de détection pour l’eau du robinet allait de 0,01 ng/L à 0,08 ng/L (Kaboré et coll. 2018).

Dans le cadre d’une étude pilote menée en 2023 sur 14 stations de traitement de l’eau, le gouvernement du Canada a mesuré les concentrations de SPFA dans des échantillons appariés d’eau brute et d’eau traitée prélevés durant l’hiver. Il a analysé les échantillons en suivant une méthode conçue pour 38 composés de SPFA. Les SDM variaient de 0,01 à 0,23 ng/L. Les SPFA les plus fréquemment détectées dans l’eau potable étaient les substances PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFBS, PFPeS, PFHxS, PFHpS et SPFO. Les concentrations médianes des SPFA individuelles, estimées à partir de graphiques, variaient de 0,05 à 0,80 ng/L dans l’eau brute, et de 0,06 à 0,35 ng/L dans l’eau traitée (Fan 2023).

2.5 Air et poussière à l’intérieur

Des SPFA ont été mesurées dans l’air et la poussière à l’intérieur dans des milieux résidentiels et non résidentiels (tels que garderies et casernes de pompiers) au Canada et dans d’autres pays (États-Unis, Irlande, Belgique, Italie, Espagne, Norvège, Finlande, Japon et Chine) [Haug et coll. 2011; Winkens et coll. 2018; Yao et coll. 2018; de la Torre et coll. 2019; Harrad et coll. 2019; Wu et coll. 2020; Zheng et coll. 2020; Lin et coll. 2022a; Eichler et coll. 2023; Li et Kannan 2024]. Ces études ont, pour la plupart, été menées à l’échelle régionale et ont recensé quelque 70 SPFA en tout. Les sources de SPFA dans les milieux intérieurs comprennent les tapis, les moquettes, les cires pour planchers traités, les planchers de pierre et de bois traités, les matériaux d’emballage d’aliments, les cosmétiques, les matériaux de construction, le mobilier, les produits en papier, les vêtements, les insecticides et les produits électroniques (Liu et coll. 2015; Morales-McDevitt et coll. 2021; Savvaides et coll. 2021; Eichler et coll. 2023). De plus, les SPFA présentes dans l’air ambiant en raison de sources extérieures peuvent pénétrer à l’intérieur par la ventilation et l’infiltration (Lin et coll. 2022a; Li et Kannan 2024).

Au Canada, 4 études ont porté sur les concentrations de SPFA dans l’air de 271 maisons dans 3 villes (Ottawa, Vancouver, Edmonton) de 2002 à 2008 (Shoeib et coll. 2005, 2011; Beesoon et coll. 2012; Makey et coll. 2017). Dans l’ensemble, les données indiquent que les FTOH (8:2, 6:2 et 10:2), suivis des FOSA (MeFOSA, EtFOSA) et des FOSE (MeFOSE, EtFOSE), semblent être les plus présents dans les échantillons d’air prélevés dans les foyers canadiens.

En ce qui concerne la présence de SPFA dans la poussière, 6 études ont mesuré les concentrations de SPFA dans la poussière de 308 foyers canadiens dans 3 villes (Ottawa, Toronto, Vancouver) entre 2002 et 2015 (Kubwabo et coll. 2005; Shoeib et coll. 2005, 2011; De Silva et coll. 2012; Eriksson et Kärrman 2015; Karásková et coll. 2016). La comparaison de l’exposition par inhalation et par ingestion de poussière a permis de constater que l’inhalation était la principale voie d’exposition aux SPFA neutres et ioniques chez les adultes, tandis que chez les tout-petits, l’absorption par ingestion de poussière est plus pertinente en raison de la fréquence plus élevée des contacts main-bouche (Shoeib et coll. 2005, 2011). Les SPFA les plus abondantes dans la poussière de maison étaient les suivantes : diPAP, SPFO, APFO, PFNA, PFHxA, PFHpA, PFDS, PFHxS, PFDoDA, MeFOSE, EtFOSE, MeFOSA, EtFOSA, FTOH 6:2, FTOH 8:2 et FTOH 10:2. Dans le cas des diPAP, les homologues les plus abondants étaient le diPAP 6:2, le diPAP 6:2/8:2, le diPAP 8:2, le diPAP 8:2/12:2 et le diPAP 10:2 (De Silva et coll. 2012; Eriksson et Kärrman 2015).

2.6 Gestion des déchets et des produits en fin de vie

Les SPFA sont présentes dans une grande variété de produits de consommation et de produits industriels. Le devenir prévu de ces produits est l’élimination, dans un site d’enfouissement de DSM ou par incinération, ou le recyclage. Les responsabilités en matière de gestion des déchets au Canada sont présentées à la section 8.1.5.

2.6.1 Sites d’enfouissement

L’élimination dans les sites d’enfouissement de produits et de matériaux qui contiennent des SPFA, dont les sols et les biosolides contaminés par les SPFA, peut devenir une voie indirecte de rejet dans l’environnement. Les SPFA peuvent s’échapper de ces produits et matériaux et s’accumuler dans le lixiviat des sites d’enfouissement pour finir par être libérées dans l’environnement, même si ces lixiviats sont acheminés vers un système de traitement des eaux usées. D’autres installations d’élimination des déchets solides, comme les installations de traitement des matières organiques, les parcs à ferrailles et les installations de recyclage, peuvent également être une source de rejet dans l’environnement. Les concentrations de SPFA dans le lixiviat des sites d’enfouissement sont décrites à la section 4.2.3.

Le lixiviat de la plupart des sites d’enfouissement subit une certaine forme de traitement avant d’être rejeté dans l’environnement. Environ 87 % du lixiviat produit par les grands sites d’enfouissement au Canada, c’est-à-dire les sites autorisés à recevoir plus de 40 000 tonnes de DSM par année, est dirigé vers les stations de traitement des eaux usées (STEU) municipales, et 7 % est traité sur place avant d’être rejeté. Le reste du lixiviat généré (environ 6 %), provenant généralement de petits sites d’enfouissement non aménagés dont la surveillance environnementale est limitée, est rejeté directement, sans traitement, dans l’environnement, où il est transporté par les eaux souterraines ou de surface.

Les sites d’enfouissement de DSM, dont les panaches pollués par les lixiviats peuvent s’étendre sur plus de 1 km, sont une source connue de contamination de l’eau souterraine (Christensen et coll. 2001). Les sites d’enfouissement canadiens modernes sont dotés de systèmes de protection des eaux souterraines et prévoient des mesures d’urgence pour régler ce problème, mais il existe actuellement peu d’information sur la fiabilité à long terme de ces systèmes et mesures. Des recherches récentes indiquent que les SPFA présentes dans le lixiviat peuvent se diffuser en traversant certains types de membranes d’étanchéité pour sites d’enfouissement (Rowe et coll. 2023). De nombreux contaminants nouvellement préoccupants, notamment des SPFA, ont été trouvés dans le lixiviat de sites d’enfouissement de DSM actifs et fermés. Il en est question à la section 4.2.3.

Ahrens et coll. (2011) ont prélevé des échantillons d’air ambiant à proximité de sites d’enfouissement et mesuré des concentrations supérieures à celles des sites de référence pour les FTOH, une catégorie des SPFA qui a été utilisée pour remplacer des composés tels que l’APFO et le SPFO dans le commerce. Contrairement à l’APFO et au SPFO, les FTOH sont très volatils et seraient probablement présents dans les gaz d’enfouissement. Par conséquent, les FTOH des gaz d’enfouissement non captés peuvent constituer une source d’émissions pertinente, tout comme les FTOH présents dans les gaz d’enfouissement captés qui ne sont pas détruits par leur combustion. En outre, une étude récente menée dans 3 sites d’enfouissement de déchets solides municipaux en Floride visait à mesurer les SPFA neutres dans les gaz d’enfouissement et les SPFA ioniques dans le lixiviat de ces sites. L’objectif était de comparer la mobilité relative associée à ces 2 voies. Les résultats ont montré que la masse de fluor s’échappant dans les gaz d’enfouissement était comparable ou supérieure à la masse s’échappant dans le lixiviat des sites, ce qui laisse à penser que les gaz d’enfouissement constituent une voie importante pour la mobilité des SPFA des sites d’enfouissement (Lin et coll. 2024).

2.6.2 Incinération

Il est possible que les SPFA ne se décomposent pas complètement lors de l’incinération à des températures inférieures à 1 000 °C, ce qui peut entraîner la formation d’autres composés fluorés volatils. Les données indiquent que les températures de 1 000 °C et plus, comme celles qu’atteignent les incinérateurs de DSM, devraient détruire (c’est-à-dire minéraliser) suffisamment un grand nombre de composés fluorés. Cependant, d’autres données sont nécessaires sur les temps de séjour optimaux pour assurer une destruction suffisante ou complète des SPFA, y compris la décomposition des entités –CF₂– très stables, et éviter la formation d’autres composés (Yamada et coll. 2005).

En raison de la grande variété de produits qui contiennent ces substances, il est raisonnable de supposer que la fraction des SPFA qui est incinérée est égale à la fraction totale des déchets incinérés au Canada. Selon une étude réalisée en 2012 par Cheminfo Services Inc., le pourcentage de DSM éliminés dans les sites d’enfouissement au Canada (en 2008) serait de 96 %, tandis que 4 % seraient éliminés par incinération. Comme ce chiffre est probablement représentatif des données actuelles, on peut supposer que 4 % des SPFA sont incinérées, tandis que les 96 % restants sont envoyés dans des sites d’enfouissement où elles pourraient être libérées dans l’environnement (Cheminfo Services Inc. 2012). Il convient de noter que ces chiffres ne comprennent pas les biosolides, mais uniquement les DSM.

2.6.3 Systèmes de traitement des eaux usées et biosolides

Les STEU municipales constituent des voies d’entrée des SPFA dans les milieux aquatiques, par suite du rejet des effluents traités, et dans le milieu terrestre, par suite de l’application de biosolides aux sols comme amendements. Par ces 2 voies, les SPFA peuvent pénétrer dans les eaux souterraines, par exemple par filtration sur berge et infiltration d’eau dans le sol, respectivement. Le secteur des eaux usées n’a aucun contrôle sur les substances chimiques, y compris les SPFA, qui pénètrent dans ses systèmes de traitement. Les STEU municipales sont généralement conçues pour éliminer la demande en oxygène, les matières en suspension, les organismes pathogènes et les nutriments (Metcalf & Eddy Inc. 2003). Le traitement des contaminants traces comme les SPFA n’est pas un critère de conception des STEU canadiennes. Par conséquent, les substances chimiques persistantes, telles que les SPFA, qui entrent dans les STEU se retrouveront dans les effluents d’eaux usées et/ou les biosolides. Bien que les termes « biosolides » et « boues » soient parfois utilisés de manière interchangeable, ils prennent des définitions distinctes dans le présent document, soit celles établies par la Water Environment Federation (Wilson 2014). Plus précisément, les biosolides sont le principal produit organique solide issu du traitement des eaux usées qui peut être valorisé. Les boues ou boues d’épuration sont le matériau solide non traité (c’est-à-dire non stabilisé) et ne conviennent généralement pas à une valorisation.

Le Programme national de surveillance des eaux usées d’ECCC recueille des données sur la concentration de certaines SPFA entrant dans les STEU municipales, évalue le devenir de ces substances dans les chaînes liquides et solides de différents types de procédés de traitement habituellement utilisés au Canada, et détermine la concentration des SPFA libérés dans les effluents des STEU et les résidus solides. Ces études sont présentées à la section 4.2.4. Par suite du traitement des eaux usées sur place (c’est-à-dire par les systèmes septiques), les effluents liquides sont rejetés d’un champ d’épuration profond, tandis que les boues présentes dans les fosses septiques peuvent être épandues sur le sol. Ces 2 voies peuvent avoir un effet sur l’eau souterraine.

De nombreuses SPFA ont été mesurées dans les affluents et les effluents de STEU (Guerra et coll. 2014; Lenka et coll. 2021), les effluents de fosses septiques (Subedi et coll. 2015; Schaider et coll. 2016) et les biosolides produits par des STEU (EFSA 2020; Lakshminarasimman et coll. 2021). Des APFA peuvent également se former pendant le traitement des eaux usées, probablement par suite de la transformation de précurseurs non mesurés qui entrent dans les STEU (Guerra et coll. 2014). La quantité de APFA formés varie en fonction de la température du procédé et du type de traitement, le taux de formation étant plus élevé dans les STEU à procédés biologiques dont les temps de rétention et les températures hydrauliques sont plus élevés (Guerra et coll. 2014). En outre, la concentration de certains APFA est plus élevée dans les biosolides stabilisés finaux que dans les boues brutes dans certaines STEU, probablement en raison de la transformation de précurseurs non mesurés pendant le traitement des biosolides (Lakshminarasimman et coll. 2021). La concentration du SPFO et de l’APFO peut augmenter pendant les procédés de traitement biologique en raison de la transformation incomplète de leurs précurseurs (Sinclair et Kannan 2006; Guerra et coll. 2014; Lenka et coll. 2021). La transformation des SPFA est décrite à la section 3.2.3.

Seulement 15 % des 989 kilotonnes de biosolides produits annuellement au Canada sont incinérés; 27 % sont enfouis et plus de 50 % sont épandus sur des terres agricoles (35 % pour la production de cultures et 23 % pour le pâturage) [Doucette 2013; B.C. Ministry of Environment 2023; M&M 2023]. Les SPFA peuvent être absorbées par les plantes cultivées dans des champs agricoles, l’accumulation variant en fonction de la concentration de ces substances dans le sol et l’eau souterraine, de la longueur de la chaîne carbonée de la SPFA, du groupement fonctionnel, de l’espèce et de la variété du végétal, ainsi que des caractéristiques du sol et des biosolides épandus (Ghisi et coll. 2019) [voir la section 6.1]. L’EFSA (2020) a indiqué que le PFBS, le PFHpA et le PFBA étaient absorbables par les végétaux par le système racinaire, l’absorption ayant été constatée dans les pousses de pois et le céleri cultivés dans un sol amendé par des biosolides. Cependant, comme il est précisé à la section 2.2, la concentration de 17 SPFA dans les aliments vendus au détail était majoritairement (93,5 %) inférieure au seuil de quantification ou de détection. L’absorption de SPFA par les végétaux est examinée plus en détail à la section 6.1.

2.6.4 Compost

Il est attendu que le compost fabriqué à partir de produits en papier à usage unique, de déchets alimentaires ou de matériaux d’emballage pour aliments contenant des SPFA soit contaminé par des SPFA. Les SPFA persistent pendant le compostage, peuvent s’accumuler dans le sol ou être lessivées dans les eaux souterraines, et peuvent être absorbées par certaines plantes cultivées (voir la section 6.1) et pénétrer dans la chaîne alimentaire naturelle.

Une étude réalisée par Lazcano et coll. (2020) a révélé la présence de 17 SPFA, dont l’APFO et le SPFO, dans 13 produits à base de biosolides offerts dans le commerce, 6 composts de matières organiques (fumier, champignons, tourbe et bois non traité) et 1 compost de déchets alimentaires et de résidus de jardin. Les produits à base de biosolides présentaient des concentrations de SPFA allant de 9 à 199 microgrammes par kilogramme (µg/kg, ppb), tandis que les composts fabriqués à partir de diverses combinaisons de déchets alimentaires, de résidus de jardin et d’autres matières organiques présentaient des concentrations de SPFA comprises entre 0,1 µg/kg et 18,5 µg/kg.

2.6.5 Technologies de traitement et d’élimination des SPFA

Les SPFA sont abondamment utilisées parce qu’elles sont résistantes à la chaleur très élevée et aux processus chimiques extrêmes, mais ces mêmes caractéristiques rendent la plupart des technologies classiques de traitement inefficaces pour l’élimination ou la dégradation des SPFA, tant dans les sites contaminés (voir la section 2.3) que dans le traitement de l’eau potable. L’expérience acquise avec les sites contaminés par les SPFA a montré que l’assainissement et la gestion de ces sites sont complexes et présentent des défis uniques, ce qui entraîne souvent des coûts de nettoyage et de surveillance plus élevés que ceux associés aux sites contaminés par d’autres substances. Le domaine du traitement et de l’assainissement des sites contaminés par les SPFA évolue et progresse rapidement, de nouvelles données étant publiées à mesure que l’on acquiert de l’expérience par la réalisation d’activités dans les sites contaminés. Des renseignements détaillés sur l’assainissement des sites contaminés par les SPFA figurent dans un document de l’Interstate Technology & Regulatory Council (ITRC) (2020c).

Les SPFA sont généralement résistantes aux processus physiques, biologiques et chimiques et ne sont généralement pas affectées par les méthodes classiques de traitement du lixiviat des sites d’enfouissement et des eaux usées (voir la section 2.6). Cette caractéristique a été montrée pour l’APFO, le PFNA, le PFDA, le PFUnDA, le PFHxS et le SPFO (Sinclair et Kannan 2006; Xiao et coll. 2013).

Les technologies de séparation sont les plus couramment utilisées pour traiter les milieux naturels contaminés par les SPFA, bien que les technologies de dégradation fassent l’objet d’études en cours.

Les méthodes de traitement de l’eau potable ont une efficacité d’élimination des SPFA qui varie selon plusieurs facteurs, notamment les caractéristiques de la source d’approvisionnement en eau ainsi que la concentration et le type des SPFA, les objectifs du traitement et le bon fonctionnement du système. Le traitement classique n’est pas efficace pour éliminer les SPFA. Les technologies de traitement les plus efficaces, utilisées seules ou en association, pour éliminer les SPFA (y compris le SPFO et l’APFO) sont la filtration sur charbon actif en grains, la filtration sur membrane (osmose inverse et nanofiltration) et l’échange d’anions (Appleman et coll. 2013, 2014; Dickenson et Higgins 2016; Lin et coll. 2021), bien qu’il existe des défis techniques associés aux SPFA à chaîne courte (Li F. et coll. 2020). Pour réduire le rejet de SPFA dans l’environnement, les matrices de filtration et d’échange d’ions usés doivent être éliminées par des techniques spécialisées (telles que, régénération et dégradation à haute température). De même, les technologies membranaires nécessitent le traitement et l’élimination du flux de concentrat résiduel (US EPA 2020c).

Les résultats d’études sur le SPFO et l’APFO montrent que la décomposition sonochimique peut être un procédé efficace et rapide pour traiter ces substances dans le lixiviat des sites d’enfouissement (EC 2014). En général, le SPFO et l’APFO se répartissent dans les boues et se sont avérés résistants au traitement des boues (Gómez-Canela et coll. 2012; Sun et coll. 2012). Il existe d’autres technologies récentes pour traiter le sol ou le sable (et possiblement les biosolides) contaminés par les SPFA, comme le broyage à boulets (par exemple, Battye et coll. 2022) et la combustion lente (par exemple, Duchesne et coll. 2020).

Tous ces traitements présentent des limites à leur utilisation à grande échelle, de sorte que l’assainissement des sites contaminés par les SPFA est actuellement restreint à des endroits précis où la mise en place d’une ou de plusieurs de ces technologies est réalisable sur le plan économique et logistique. Par conséquent, il n’est pas possible d’éliminer les SPFA de l’environnement au sens large.

Comme les technologies de traitement et d’élimination des SPFA ne visent pas de SPFA en particulier, la mesure des SPFA totales permettrait de planifier un traitement et un assainissement plus exhaustifs des sites contaminés, car elle fournit plus d’information sur la « charge de SPFA » totale à traiter ou à éliminer, ce qui permettrait de s’assurer que les stratégies utilisées sont appropriées. La quantification des précurseurs oxydables totaux (POT) est utile pour obtenir des données probantes dans cette application.

2.7 Tendances en matière de substitution

Les restrictions visant le SPFO, l’APFO et les APFC à LC ont donné lieu à l’abandon des anciennes SPFA à longue chaîne en faveur des SPFA à chaîne courte. Parmi les principales tendances en matière de substitution des agents tensioactifs fluorés, mentionnons le remplacement par des fluorotélomères à base de perfluorohexyle provenant de précurseurs APFC à LC à longueur de chaîne variable et le remplacement du SPFO par des produits à base de PFBS (ACC 2022; 3M 2002). Des agents tensioactifs à base d’acide éther polyfluoré, comme l’ADONA et GenX (qui est un mélange de HFPO-DA et de son sel d’ammonium), ont également été utilisés pour remplacer l’APFO comme adjuvant dans la fabrication des fluoropolymères (ITRC 2020d).

Les déclarations de substances nouvelles peuvent donner un aperçu des nouvelles substances introduites en tant que substituts possibles. L’analyse rétrospective des substances déclarées importées ou fabriquées au Canada conformément au RRSN peut mettre en évidence les cas de substitution au fil des ans et illustre la façon dont l’industrie intervient pour remplacer les substances dangereuses (approche également appelée substitution éclairée). Le gouvernement du Canada peut utiliser d’autres méthodes (par exemple les enquêtes menées conformément à l’article 71 de la LCPE) pour obtenir des données sur les nouvelles utilisations pouvant éclairer les prochaines évaluations et mesures de gestion des risques.

Après la mise en place d’interdictions visant 4 nouvelles substances à base de fluorotélomères (précurseurs des APFC) en 2004, aucune autre substance perfluoroalkylée d’une longueur de 8 atomes de carbone ou plus n’a été déclarée au titre du RRSN (figure 4). Cela pourrait indiquer que l’industrie avait déjà opéré une transition pour remplacer ces substances au moment où le Plan d’action pour l’évaluation et la gestion des acides perfluorocarboxyliques (APFC) et de leurs précurseurs et les modifications au RCSTI ont été publiés en 2006 et 2016, respectivement. Le remplacement de ces substances a été accompagné d’une augmentation des déclarations de SPFA à chaîne courte.

Figure 4. Quantités (kilogrammes) de SPFA chimiques et polymériques déclarées par année conformément au RRSN, selon la longueur de la chaîne carbonée (longue ou courte).

Lorsqu’une nouvelle substance est déclarée au titre du RRSN, l’importateur ou le fabricant doit indiquer la quantité prévue de la substance qui sera importée ou fabriquée au Canada. Ces valeurs sont fournies pour l’année de la déclaration et, lorsqu’elle est connue, la quantité maximale sur une période de 12 mois au cours des 3 années suivantes est déclarée. À l’exception des quantités déclarées présentes dans des agents de gonflement et des frigorigènes, qui ont tendance à être élevées certaines années, les quantités de nouvelles SPFA polymériques déclarées au titre du RRSN sont en général relativement constantes, soit égales ou inférieures à environ 30 000 kg/an pour chaque nouvelle SPFA importée ou fabriquée au Canada.

3. Caractéristiques principales et comportement des SPFA dans l’environnement

La présente section vise à résumer les principales propriétés physico-chimiques et le devenir des SPFA. Le concept de précurseurs des SPFA (c’est-à-dire des SPFA capables de se transformer en SPFA plus simples et stables dans l’environnement, comme les APFA) est également examiné. Les propriétés générales de ces SPFA contribuent à leur répartition, à leur persistance et à leur mobilité dans l’environnement, ainsi qu’à leurs caractéristiques facilitant leur transport à grande distance dans l’environnement.

Le fluor possède une électronégativité élevée, une faible polarisabilité et un petit rayon atomique. Les effets combinés se traduisent par une forte liaison carbone-fluor (environ 108 à 120 kcal/mol), ce qui rend cet atome extrêmement stable. Les fluorocarbures sont des substances résistantes à la chaleur et aux attaques biologiques et chimiques. Grâce à leur faible énergie de surface et à leurs faibles interactions intermoléculaires, ils sont à la fois hydrophobes et lipophobes. Ce sont ces caractéristiques qui constituent des fonctionnalités souhaitables dans de nombreuses applications où l’on recherche une protection des surfaces, une résistance chimique, une stabilité thermique et des propriétés antiadhésives.

Les molécules complexes de SPFA, telles que les polymères fluorés à chaîne latérale ou les composés de sulfonamidoéthanol, contiennent l’entité perfluoroalkylée, persistante, bien que d’autres parties de la molécule puissent subir une transformation et libérer une SPFA acide stable. Les SPFA complexes qui peuvent se transformer en SPFA persistantes plus simples sont appelées précurseurs.

Bien que les précurseurs puissent présenter un éventail de propriétés physico-chimiques variant partiellement en fonction des parties non fluorées de la molécule, les SPFA plus simples ont des propriétés physico-chimiques dont les caractéristiques du devenir sont mieux comprises. Ces propriétés sont décrites à la section 3.1.

3.1 Quelques propriétés physico-chimiques

Solubilité dans l’eau : Diverses estimations du pKa (constante de dissociation de l’acide) de l’APFO ont été obtenues (par exemple Brace 1962; Goss et coll. 2008; Steinle-Darling et Reinhard 2008; Vierke et coll. 2013), mais on pense que la valeur réelle se situe entre 1 et 2. Par conséquent, dans l’environnement, l’APFO se trouve principalement sous la forme de sa base conjuguée, l’anion perfluorooctanoate. La solubilité dans l’eau de cette base conjuguée est de 3,5 g/L à 20 °C (EC, SC 2012). De même, l’anion de la base conjuguée du SPFO, le sulfonate de perfluorooctane, est la forme la plus courante au pH de l’environnement et du corps humain. La solubilité dans l’eau du sel de potassium du SPFO serait de 519 mg/L à 680 mg/L (EC 2006). Liu et Lee (2005, 2007) ont fait état de solubilités dans l’eau de 974, 18,8, 0,224 et 0,011 mg/L à 22 °C pour les FTOH 4:2, 6:2, 8:2 et 10:2, respectivement. Dans une revue de la documentation scientifique, Ding et Peijnenburg (2013) ont fait état, pour certaines SPFA, de solubilités dans l’eau, déterminées expérimentalement, variant de 0,011 mg/L à 5,66 × 10⁴ mg/L.

Possédant une queue fluorocarbonée hydrophobe et lipophobe et une tête polaire, ces SPFA acides présentent un comportement tensioactif et peuvent s’agréger en micelles en concentration supérieure à la concentration micellaire critique.

Log K_oe : Comme les SPFA acides se comportent comme des agents tensioactifs, les valeurs du coefficient de partage octanol-eau (log K_oe) sont difficiles à déterminer expérimentalement, car les molécules s’agrègent à l’interface octanol-eau. De nombreuses valeurs de log K_oe publiées sont calculées pour la forme neutre des molécules. Comme la forme neutre n’est pas présente dans les conditions environnementales normales, ces valeurs sont d’une utilité limitée pour décrire leur devenir dans l’environnement ou leur potentiel de bioaccumulation.

Log K_co : En ce qui concerne les SPFA acides, les valeurs du coefficient d’adsorption ou de désorption à l’interface carbone organique-eau varient en partie en fonction de la longueur de la chaîne fluorocarbonée. Les SPFA acides à chaîne courte ont généralement des valeurs de log K_co plus faibles, d’où une plus grande affinité pour l’eau, alors que les SPFA acides à longue chaîne peuvent se répartir préférentiellement dans le sol et les sédiments. Pour ces raisons, les SPFA à chaîne courte sont plus mobiles dans les eaux souterraines. Par ailleurs, les valeurs de log K_co dépendent de la tête polaire. Par exemple, les APFS tendent à être plus fortement sorbés par le sol et les sédiments que les APFC (Pereira et coll. 2018).

Pression de vapeur et constante de la loi de Henry : La pression de vapeur du sel de potassium du SPFO est de 3,31 × 10^-4 Pa à 20 °C et sa constante de la loi de Henry est de 3,45 × 10^-4 Pa m³/mol (EC 2006), ce qui indique une faible probabilité que la substance se répartisse dans l’air et soit transportée dans l’atmosphère. Pour la forme acide de l’APFO, la pression de vapeur calculée et la constante de la loi de Henry sont respectivement de 2,2 Pa et 2,4 Pa m³/mol, ce qui indique une faible probabilité de transport atmosphérique (EC, SC 2012).

Même si les acides eux-mêmes ne sont pas susceptibles d’être transportés dans l’atmosphère, les précurseurs volatils sont plus sujets au transport dans l’environnement. Par exemple, bien que la volatilité du SPFO soit faible, plusieurs précurseurs du SPFO sont considérés comme volatils, notamment l’alcool N-EtFOSE, dont la pression de vapeur est de 0,5 Pa et la constante de la loi de Henry est de 1 930 Pa m³/mol. Lorsqu’ils sont présents dans des produits ou utilisés dans des procédés industriels, les précurseurs de SPFA volatils peuvent se volatiliser dans l’atmosphère et parcourir de grandes distances avant d’être transformés en formes non volatiles, comme les APFA. Ces précurseurs volatils contribuent à la présence répandue des SPFA dans l’environnement, y compris dans les régions isolées comme l’Arctique (Muir et coll. 2019).

Les alcools fluorotélomériques sont des précurseurs des acides perfluorocarboxyliques (APFC, ce qui comprend l’APFO). La pression de vapeur des FTOH C₆-C₁₂ varie de 144 à 992 Pa à 25 °C (Stock et coll. 2004), la constante de la loi de Henry pour le 8:2 FTOH étant estimée à 3 506 Pa m³/mol (Xie et coll. 2013). Ces précurseurs volatils sont répartis dans le monde entier et peuvent également être transformés en APFC par réaction avec des radicaux hydroxyles (Ellis et coll. 2004), ce qui contribue à la grande dispersion des acides produits.

3.2 Devenir et comportement dans l’environnement

Le devenir et le comportement des SPFA dans l’environnement décrivent ce qu’il advient de ces substances lorsqu’elles sont libérées ou rejetées dans l’environnement. Le comportement de ces substances dans l’environnement est tributaire de leurs propriétés physico-chimiques, qui peuvent varier selon les différentes SPFA. Dans la présente section, nous examinons le devenir et la répartition des SPFA dans divers milieux, leur persistance et leur transport à l’intérieur des milieux et entre ceux-ci, y compris le transport à grande distance dans l’environnement. Nous nous attardons aux SPFA qui sont bien étudiées sur le plan du devenir et du comportement dans l’environnement. Le devenir de certaines nouvelles SPFA (par exemple les PFPA, les PFPiA, les PAP) dans l’environnement est beaucoup moins bien compris (Guo et coll. 2020). Par conséquent, la présente section ne traite pas de ces SPFA en détail.

3.2.1 Devenir dans l’environnement

En raison de la queue fluoroalkylée et de la tête polaire des SPFA ioniques (qui sont principalement ionisées au pH de l’environnement, comme les APFA), les propriétés de répartition et les interactions électrostatiques des SPFA ioniques peuvent dicter leur répartition et l’étendue de leur présence dans l’environnement. Leur tête étant hydrophile, les APFA peuvent présenter une solubilité élevée dans l’eau et ainsi permettre à la substance chimique d’interagir et de se disperser dans l’eau. Ce phénomène, associé à une pression de vapeur négligeable, explique pourquoi les APFA se répartissent principalement dans l’eau de surface, l’eau du sol et l’eau souterraine (Prevedouros et coll. 2006). Une répartition des SPFA dans la glace a également été observée. Garnett et coll. (2021) ont constaté que les SPFA à longue chaîne étaient jusqu’à 3 fois plus présentes dans la masse de glace de mer que les SPFA à chaîne courte, un écart attribué à leurs interactions hydrophobes. En outre, les APFA s’accumulent généralement à l’interface air-eau en raison de leurs propriétés tensioactives (c’est-à-dire que leur tête hydrophile se solubilise dans l’eau, tandis que leur queue hydrophobe s’oriente vers l’air; Costanza et coll. 2019), ce qui entraîne une rétention dans les sols et les couches supérieures de la subsurface (la zone non saturée). En outre, quelques études ont montré que les APFA présentaient un enrichissement significativement plus élevé dans la microcouche à la surface de la mer (épaisseur de 1 à 1 000 µm) [Ju et coll. 2008; Wang S. et coll. 2015].De plus, le transport des APFA vers les profondeurs de l’océan et leur incorporation dans les sédiments sont considérés comme des puits environnementaux de APFA, étant donné que le temps de séjour de ces substances dans l’environnement est très long (Prevedouros et coll. 2006).

La teneur en carbone organique du sol et des sédiments ainsi que la longueur de la chaîne alkyle sont fortement corrélées à la sorption de nombreuses SPFA, ce qui révèle l’importance des interactions hydrophobes (Liu et Lee 2005; Higgins et Luthy 2006). En règle générale, la sorption par le carbone organique augmente avec la longueur de la chaîne fluoroalkyle des SPFA ioniques et non volatiles. Zhao et coll. (2016) ont examiné la répartition des SPFA dans un cours d’eau et ont constaté que les APFA à chaîne courte se trouvaient principalement dans l’eau, tandis que les APFA à longue chaîne étaient présents dans les particules en suspension et les sédiments. Une étude de carottes de sédiments réalisée par Ahrens et coll. (2009) a également permis d’établir que les APFC à chaîne courte étaient uniquement présents dans l’eau interstitielle, tandis que les APFC à chaîne plus longue (C ≥ 11) étaient exclusivement présents dans les sédiments. De plus, la répartition et la sorption varient en fonction des propriétés des groupes fonctionnels présents (ITRC 2020a). À un pH supérieur à 3, la plupart des APFA existent à l’état anionique dans l’environnement. Par conséquent, en général, les APFA dans l’environnement repoussent les sols naturels chargés négativement et sont sorbés par les minéraux chargés positivement. Par exemple, Higgins et Luthy (2006) ont déterminé que la sorption de SPFA, telles que les APFC, les APFS et les FASA, par les sédiments augmentait à une concentration accrue de Ca²⁺. Cependant, des différences ont été constatées dans la sorption des APFA selon leurs groupes fonctionnels : par exemple, les PFPA sont davantage sorbés par le sol que les APFC de même longueur de chaîne (Lee et Mabury 2017; ECHA 2022b). La sorption des SPFA cationiques et zwitterioniques par le sol et les sédiments a été beaucoup moins étudiée que celle des espèces anioniques de SPFA. Des études récentes ont toutefois montré que, en raison de leurs interactions électrostatiques, les SPFA cationiques et zwitterioniques sont plus fortement sorbées par le sol et les sédiments que les SPFA anioniques (Barzen-Hanson et coll. 2017; Xiao et coll. 2019; Nickerson et coll. 2021). Il est important de noter qu’en général, le potentiel de sorption (selon la longueur de la chaîne et le groupement fonctionnel) que présentent différentes SPFA ne signifie pas que certaines SPFA ne sont pas sorbées, mais plutôt que la sorption peut se produire dans une moindre mesure par rapport aux SPFA fortement sorbantes.

Les SPFA ioniques ne sont pas souvent présentes dans l’air en raison de leur grande solubilité dans l’eau, de leur faible pression de vapeur et de leur faible constante de la loi de Henry. Sous leur forme anionique, moins volatile, les APFA peuvent s’adsorber sur des particules en suspension dans l’air (ITRC 2021a). En outre, d’autres SPFA neutres (comme celles à base de fluorotélomères) peuvent avoir une plus grande volatilité en raison des groupes fonctionnels qu’elles possèdent (par exemple des alcools) et peuvent davantage être trouvées dans l’atmosphère.

3.2.2 Persistance

D’une manière générale, les SPFA sont extrêmement persistantes dans l’environnement (c’est-à-dire qu’elles ont une longue demi-vie), car les groupes fluorocarbures (essentiellement le – CF₂– et le –CF₃) sont très stables et résistent à la biodégradation, à l’hydrolyse, à la photolyse et à la thermolyse. Cette extrême persistance des SPFA est due à leurs liaisons carbone-fluor, qui, comme nous l’avons décrit précédemment, sont les liaisons carbone-halogène les plus fortes de la nature. La liaison carbone-fluor contribue à la faible polarisabilité et aux énergies de liaison élevées des SPFA, qui augmentent avec le degré de fluoration.

La plupart des données actuelles sur la persistance portent sur les SPFA bien étudiées dont le nombre est limité. Par conséquent, les renseignements présentés dans la présente section traitent du SPFO et de l’APFO. Cependant, les substances d’un même groupe de SPFA peuvent être considérées comme ayant une persistance égale (ECHA 2022b). De plus, la grande majorité de ces substances chimiques dites « éternelles » sont non décomposables ou, dans les cas où ces mécanismes de transformation peuvent agir sur d’autres parties de molécules SPFA plus complexes, les produits de transformation stables des SPFA sont persistants dans l’environnement (Cousins et coll. 2020a). Par conséquent, on s’attend à ce que les substances de la catégorie des SPFA soient très persistantes ou se transforment en des SPFA persistantes.

Pour le SPFO, on a déterminé que sa demi-vie dans l’eau, estimée à un pH variant de 1,5 à 11,0 et à une température de 50 °C pour faciliter l’hydrolyse, est supérieure à 41 ans par hydrolyse (Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants 2006). Aucune biodégradation n’a été constatée dans les études sur le SPFO présent dans des boues activées, des cultures de sédiments et des cultures de sol. De plus, l’APFO ne devrait pas être fortement photodécomposé dans les conditions environnementales ni subir de décomposition biotique ou abiotique importante ou d’hydrolyse (EC, SC 2012). Il a également été établi que l’APFO a une demi-vie d’environ 235 ans dans l’eau, par hydrolyse (3M 2001, cité dans Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants 2016). Les APFA à chaîne courte employés comme substituts sont aussi persistants dans l’environnement que les APFA à longue chaîne anciennement utilisés (Manojkumar et coll. 2023). Bien qu’il y ait peu d’études trouvées dans la documentation scientifique, on s’attend à ce que les PFECA et les PFESA (d’autres substituts aux APFA à longue chaîne) soient eux aussi probablement très persistants dans l’environnement (Wang Z. et coll. 2015). Comme l’indique plus en détail la section 3.2.3, certaines SPFA sont capables de libérer des APFA dans l’environnement lors de leur transformation. Cependant, ce processus peut être lent pour certains précurseurs en conditions abiotiques. Washington et Jenkins (2015) ont examiné l’hydrolyse abiotique d’un polymère fluoré à chaîne latérale d’acrylate à base de fluorotélomère offert dans le commerce et ont obtenu des demi-vies variant de 55 à 89 ans. Les données actuelles indiquent que de nombreuses SPFA resteront longtemps dans l’environnement, avec pour conséquence qu’elles pourraient atteindre des concentrations nettement plus élevées par rapport aux produits chimiques à courte durée de vie qui sont libérés en mêmes quantités (Cousins et coll. 2019).

3.2.3 Transformation

Les substances polyfluoroalkyliques (telles que fluorotélomères, éthers polyfluoroalkyliques, perfluoroalcanesulfonamides) et les polymères fluorés à chaîne latérale (tels que polymères d’uréthane fluorés, polymères d’acrylate ou de méthacrylate fluorés, polymères d’oxétane fluorés) peuvent être considérés comme des « précurseurs » : ils subissent une transformation abiotique ou biotique au cours de processus à plusieurs étapes pour former des produits de transformation perfluoroalkylés plus stables qui ne se décomposent pas dans les conditions environnementales ambiantes (Buck et coll. 2011). Cette transformation peut se produire en raison de la présence de liaisons non fluorées (par exemple, carbone-hydrogène, carbone-oxygène) dans la structure de ces substances polyfluoroalkyliques et des polymères fluorés à chaîne latérale, liaisons qui peuvent constituer un point « faible » dans la structure chimique et se rompre pour créer une entité perfluoroalkylée (ITRC 2021a). Des études ont montré que les substances à base de fluorotélomères peuvent être oxydées dans l’atmosphère (Ellis et coll. 2004; Wallington et coll. 2006) et subir une transformation aérobie (Liu et coll. 2010; D’Agostino et Mabury 2017) pour former des APFC. L’oxydation atmosphérique des HFC, des HFO et des HCFO peut également permettre la formation de l’acide trifluoroacétique (Young et Mabury 2010), lequel répond à la définition des SPFA sur laquelle est basé le présent document. De plus, la biotransformation du HFO-1234yf a été observée dans une faible mesure chez les rats, les souris et les lapins (Schuster et coll. 2010).

Les précurseurs FOSA, FOSAA, FTOH et acides fluorotélomère sulfoniques (FTSA) ont été détectés dans les eaux usées et peuvent être transformés en APFA par traitement biologique ou chimique dans les STEU (Vo et coll. 2020; Thompson et coll. 2022). Les conditions d’enfouissement favorisent la biotransformation anaérobie des SPFA (Reinhart et coll. 2023). La transformation des précurseurs polyfluorés a été mise en évidence par la disparition de précurseurs et l’accumulation simultanée de APFA dans le lixiviat (Coffin et coll. 2023). Liu Y. et coll. (2021) ont constaté que les SPFA commençaient à se transformer avant leur arrivée au site d’enfouissement, la transformation de diPAP et de FTSA en produits intermédiaires, comme les FTCA, ayant déjà lieu lors de la collecte en bordure de rue. Du FTSA 6:2 a aussi été détecté après la biotransformation de substances polyfluorées dans les mousses AFFF (Thompson et coll. 2022). La transformation métabolique des précurseurs des SPFA peut également être une source de APFA (Ahrens et Bundschuh 2014).

Dans une étude, on a signalé que les principales SPFA dans les produits de protection de tissu Scotchguard fabriqués avant et après 2002 étaient respectivement le polymère perfluorooctane sulfonamide-uréthane à chaîne latérale et le polymère perfluorobutane sulfonamide-uréthane à chaîne latérale (Chu et Letcher 2014). En outre, les mêmes auteurs ont indiqué que dans une analyse à l’aide d’un modèle de microsome in vitro (microsomes hépatiques du rat Wistar-Han), les métabolites rapidement formés étaient respectivement le FOSA et le perfluorobutanesulfonamide (FBSA).

Petre et coll. (2023) ont trouvé 4 produits de biotransformation de l’APFO chez la carpe commune (Cyprinus carpio) : le PFBA, le PFPeA, le PFHxA et le PFHpA. Au cours d’études in vivo sur la carpe, du PFPA (C₈) et de l’APFO ont été détectés, et il est présumé que ces substances provenaient de la biotransformation du PFPiA à la suite d’une exposition (Kolanczyk et coll. 2023). Il a en outre été constaté que le PFPiA se métabolisait en PFPA et en PFPA (C₈) chez le rat et la truite arc-en-ciel.

La biotransformation du FTOH en APFC a été observée chez la truite arc-en-ciel, le rat, le poulet, le cochon et le poisson-zèbre, ainsi que dans le sol en conditions aérobies (EC, SC 2012; Kolanczyk et coll. 2023). Par ailleurs, c’est dans des échantillons de racines et de pousses de blé que l’on a obtenu le plus grand éventail de produits de la métabolisation du FTOH, notamment le PFUnA, le PFDA, le PFHxA et le PFPeA (Kolanczyk et coll. 2023).

Dans une autre étude réalisée au moyen d’une analyse in vitro sur microsomes hépatiques d’ours polaire (d’Islande), de rats Wistar-Han ainsi que de phoques annelés et de bélugas (Arctique canadien), on a constaté que le Néthylperfluorooctanesulfonamide (N-EtFOSA) était désalkylé rapidement en FOSA chez les ours polaires et les rats, plus lentement chez les phoques annelés et très lentement chez les bélugas (Letcher et coll. 2014). Au cours d’une étude in vivo sur le médaka, le N-EtFOSA s’est transformé d’abord en FOSA, puis en SPFO. Cette transformation du FOSA en SPFO a également été observée chez la truite arc-en-ciel, l’embryon de poisson-zèbre, le rat, le ver de terre, le blé, la citrouille et le soja, ainsi que dans le sol en conditions aérobies (Kolanczyk et coll. 2023; LaFond et coll. 2023).

3.2.4 Mobilité

En règle générale, les SPFA peuvent être transportées de sources ponctuelles vers d’autres endroits en raison de leurs propriétés physico-chimiques. Les SPFA volatiles (qui ont généralement une charge neutre au pH de l’environnement, comme les FTOH) peuvent également être transportées dans l’atmosphère à partir des sources de rejet (par exemple les émissions de cheminée) et être dispersées par le vent. Lors d’études dans l’atmosphère menées autour de sites de gestion des déchets, il a été constaté que des SPFA volatiles (comme les FTOH et leurs intermédiaires de transformation) étaient dispersés par les émissions gazeuses des sites d’enfouissement (Lin et coll. 2022b, 2024; Reinhart et coll. 2023). Ismail et coll. (2023) ont avancé que les tempêtes de sable et de poussière pouvaient aussi mobiliser les SPFA dans les régions de climat aride ou semi-aride. Enfin, certaines SPFA peuvent être éliminées par dépôt atmosphérique et s’accumuler dans le sol, l’eau souterraine et l’eau de surface. Cela peut se produire à la fois par dépôt humide (par les précipitations) et par dépôt sec (par l’élimination des particules de l’atmosphère par gravité). Shimizu et coll. (2021) ont émis la conclusion que le dépôt humide peut éliminer les SPFA de l’atmosphère plus efficacement que le dépôt sec.

On estime que les APFA ioniques à chaîne courte sont plus mobiles dans les milieux aquatiques et les sols en raison de leur solubilité accrue dans l’eau et de leur potentiel de sorption plus faible par les solides (ECHA 2017; Ghisi et coll. 2019). Bien que certains grands fabricants aient progressivement abandonné la production de APFA à longue chaîne et se soient tournés vers des homologues à chaîne plus courte, des études ont révélé que les APFA à chaîne courte peuvent être encore plus mobiles dans les milieux aquatiques (Kwiatkowski et coll. 2020). L’advection, c’est-à-dire le transport d’un produit chimique par un liquide, peut être considérée comme étant le principal mécanisme de transport des SPFA, par exemple dans un panache d’eau souterraine ou par descente d’un cours d’eau (ITRC 2020e). De plus, Lohmann et coll. (2013) ont déterminé que la diffusion turbulente verticale est également capable de transporter les APFA depuis l’eau de surface de l’océan vers les profondeurs océaniques.

Les SPFA ioniques et non volatiles s’associent généralement à la fraction de carbone organique du sol et aux interfaces air-eau, et s’accumulent souvent dans la zone vadose (zone entre la surface du sol et la nappe phréatique, qui comprend les couches de sol). Ces SPFA peuvent également être lessivées par l’eau d’infiltration vers les profondeurs du sol, jusqu’aux systèmes d’eaux souterraines sous-jacents, où elles peuvent former des panaches de contamination des eaux souterraines, en particulier dans les zones où se trouvent des sources ponctuelles, comme les sites d’entraînement à la lutte contre les incendies (Weber et coll. 2017) et les sites d’enfouissement (Abunada et coll. 2020). Xiao et coll. (2015) ont constaté que la concentration de SPFO et d’APFO augmentait avec leur profondeur dans les sols de subsurface, ce qui indique qu’une contamination des eaux souterraines par ces substances est possible. En outre, une migration des SPFA vers le bas a été observée à l’intérieur d’une dalle de béton sur laquelle des mousses AFFF avaient été utilisées par le passé, des SPFA étant présentes sur toute la longueur des carottes prélevées sur toute l’épaisseur de la dalle (11 à 17 cm) [Williams et coll. 2023].

3.2.5 Transport à grande distance dans l’environnement

Certaines SPFA peuvent également être transportées à grande distance dans l’environnement, comme en témoigne leur vaste répartition sur la planète, même dans les régions isolées. On pense que cela peut se produire par le transport atmosphérique et les courants océaniques mondiaux (Zhao et coll. 2012). En règle générale, le transport atmosphérique à grande distance est plus rapide que le transport par l’eau, ce dernier pouvant prendre des décennies (Young et Mabury 2010).

Dans le cas de la libération et des rejets de SPFA dans l’air (émissions de cheminée, volatilisation à partir de produits) et compte tenu du potentiel de l’air à disperser les SPFA à grande distance dans toutes les directions du vent, le transport atmosphérique constitue alors une voie de transport pertinente. Plus précisément, en raison de leur grande volatilité, des précurseurs volatils neutres (comme les FTOH) ont été détectés dans des régions isolées (Wania 2007). Ces précurseurs volatils neutres sont souvent les SPFA les plus abondantes dans la phase gazeuse (Wang Z. et coll. 2014). Le transport à grande distance et la transformation des SPFA et de leurs précurseurs ont été considérés comme une cause possible de la présence des APFA dans les régions isolées, car les précurseurs peuvent être transformés par divers mécanismes et être déposés par les précipitations. Par exemple, Stock et coll. (2007) ont découvert, dans une étude, des preuves de la transformation de précurseurs volatils dans l’Arctique canadien. Dans une autre étude, Young et Donaldson (2007) ont montré que le FTOH 8:2 peut se transformer en APFO dans l’atmosphère et se déposer dans des environnements distants, comme les régions polaires. D’autres FTOH, des FOSA à chaîne courte et des FOSE pourraient également être des sources de formation de APFC et de APFS par transformation atmosphérique (ATSDR 2021). Les régions polaires ne sont pas les seules régions isolées contaminées par les SPFA; ailleurs au Canada (à Golden [C.-B.], à Egbert [Ont.]), à des sites d’échantillonnage éloignés ou ruraux qui sont loin des sources d’émission, on a trouvé des FTOH et des APFC dans l’eau de surface (Loewen et coll. 2008) et l’air ambiant (Gawor et coll. 2014). Bien qu’il n’y ait actuellement aucune donnée de terrain montrant la présence de HFPO-DA dans des lieux isolés, les données de modélisation corroborent la possibilité d’un transport à grande distance similaire à celui des SPFA anciennement utilisées (Mahoney et coll. 2022).

Les SPFA ioniques (telles les APFA) sont principalement présentes dans l’eau de surface et l’on croit qu’en raison de leur grande solubilité dans l’eau, elles sont principalement transportées à l’échelle planétaire par les courants océaniques marins (Yamashita et coll. 2008; Zhao et coll. 2012). On pense également que les APFA peuvent être transportés de l’océan vers l’atmosphère par des embruns, qui se produisent lorsque les vagues déferlent et que la mer est agitée (Prevedouros et coll. 2006). Johansson et coll. (2019) ont estimé à 122 tonnes/an et à 183 tonnes/an les émissions mondiales annuelles d’APFO et de SPFO, respectivement, qui sont transportées vers l’atmosphère par les embruns. Il a été avancé que les embruns pourraient être en mesure de transporter des quantités importantes de APFA de l’océan vers l’atmosphère et qu’ils peuvent être considérés comme une source possible du transport à grande distance des APFA (Prevedouros et coll. 2006; Johansson et coll. 2019; Sha et coll. 2022). En outre, une analyse de traceurs effectuée par Persaud et coll. (2024) laisse à croire que les aérosols marins et la poussière minérale peuvent servir de vecteurs de transport des APFA vers l’Arctique.

Ce cycle planétaire des APFA dans l’hydrosphère, jumelé à la persistance extrêmement longue de ces substances, se traduira par l’accumulation de APFA dans les dépôts atmosphériques qui est peu réversible. Les mesures de 4 SPFA (APFO, SPFO, PFHxS et PFNA) dans divers milieux environnementaux dans le monde (eaux de pluie, sols et eaux de surface) ont montré que plusieurs limites recommandées sont constamment dépassées (voir la section 4.1). Par conséquent, les auteurs ont souligné l’importance de restreindre rapidement les utilisations et les émissions des SPFA en raison de la « faible réversibilité de l’exposition et des effets connexes » (Cousins et coll. 2022).

3.3 Considérations relatives aux hydrofluorooléfines (HFO) et aux hydrochlorofluorooléfines (HCFO)

Les hydrofluorooléfines (HFO) sont des composés organiques insaturés formés d’hydrogène, de fluor et de carbone, tandis que les hydrochlorofluorooléfines (HCFO) sont des composés organiques insaturés formés d’hydrogène, de fluor, de carbone et de chlore. De nombreuses HFO et HCFO contiennent au moins 1 atome de carbone entièrement fluoré et sont donc considérées comme des SPFA, selon la définition de l’OCDE (2021). Les HFO et les HCFO ont un potentiel de réchauffement planétaire très inférieur à celui des hydrofluorocarbures (HFC) et des hydrochlorofluorocarbures (HCFC) et ne sont pas des substances appauvrissant la couche d’ozone. Pour ces raisons, elles sont de plus en plus utilisées en remplacement d’autres composés organofluorés dans certaines applications servant à la fabrication et à l’entretien d’équipement de réfrigération et de climatisation, en tant qu’agents d’expansion dans la fabrication de produits de mousse tels que des isolants, en tant qu’agents propulsifs dans les produits en aérosol et en tant que solvants.

On sait que les HFO et les HCFO qui sont des SPFA se photodécomposent en acide trifluoroacétique (TFA) dans l’atmosphère (ECHA 2023c; PNUE 2023a). Le taux estimé de transformation molaire de chaque HFO et HCFO en TFA varie grandement en fonction des voies de décomposition prédites. Le HFO-1234yf, qui commence à remplacer le HFC-134a dans les appareils de climatisation de véhicules au Canada et devrait voir son utilisation augmenter à l’échelle mondiale, a une efficacité de transformation en TFA de 100 % lorsqu’il se décompose d’abord en fluorure de trifluoroacétyle (ECHA 2023c; PNUE 2023a). On prévoit d’ailleurs qu’il deviendra la principale source d’apports anthropiques de TFA dans l’environnement (ECHA 2023c; PNUE 2023a). Il a déjà été proposé que la décomposition en intermédiaires de trifluoroacétaldéhyde n’entraînait pas la formation de TFA (voir, par exemple, OMM 2014). Cependant, les hypothèses sur lesquelles reposent ces estimations ont été remises en question (Umwelt Bundesamt 2021) et le consensus actuel est que le trifluoroacétaldéhyde devrait se décomposer en TFA, mais à un taux estimé de transformation bien plus faible que celui établi pour le fluorure de trifluoroacétyle (OMM 2022; ECHA 2023c; PNUE 2023a). Le TFA est considéré comme une SPFA selon la définition de l’OCDE (2021) et est très persistant.

Il existe plusieurs autres sources anthropiques de TFA dans l’environnement, outre les HFO et les HCFO. Ces sources comprennent la transformation d’autres SPFA, notamment de certains produits pharmaceutiques et de pesticides, les rejets industriels de la fabrication de SPFA, et l’incinération de SPFA lors des activités de fin de vie (PNUE 2023a; Madronich et coll. 2024). Bon nombre des rejets associés à ces activités et utilisations des SPFA peuvent constituer des sources ponctuelles de TFA dans l’environnement, mais il est difficile de prévoir leur contribution aux concentrations localement élevées de TFA. Bien que les contributions de diverses sources anthropiques à la présence de TFA dans l’environnement soient incertaines, il est attendu que les HFO et les HCFO (en particulier le HFO-1234yf) deviennent une source de plus en plus importante de TFA dans l’environnement à mesure que se poursuit l’abandon d’autres composés organofluorés (PNUE 2023a).

Le TFA est présent presque partout dans l’environnement. Par exemple, il a été détecté dans des aiguilles de pin, des précipitations, des cours d’eau, des plans d’eau, des océans, de la neige, de la glace, des colonnes d’eau et des sols d’Amérique du Nord (Scott et coll. 2005a, 2005b, 2006; Yeung et coll. 2017; Pickard et coll. 2020; Hartz et coll. 2023). Pickard et coll. (2020) ont constaté que les substituts des chlorofluorocarbures (comme les HFO) introduits après le Protocole de Montréal sont probablement une source majeure de TFA dans l’Arctique, en raison de l’accroissement des flux de dépôts de TFA depuis environ 1990. S’il est généralement convenu que le TFA trouvé dans l’eau douce, l’atmosphère et le milieu terrestre est de source anthropique, on ne s’entend pas sur le caractère naturel de sa présence en eau profonde dans l’océan. Plusieurs ouvrages de référence concluent que le TFA est naturellement présent dans l’eau profonde des océans, en raison des concentrations mesurées qui sont supérieures à ce qu’ils considèrent possible en ne tenant compte que des sources anthropiques, ou indiquent que les concentrations de TFA sont élevées à proximité des cheminées hydrothermales sous-marines (Frank et coll. 2002; Scott et coll. 2005a; Lindley 2023). D’autres relèvent cependant des problèmes de qualité des données dans les analyses du TFA effectuées dans le cadre de ces études, et notent que la présence de TFA dans les profondeurs océaniques n’est pas une preuve suffisante pour conclure à l’existence de TFA naturel sans envisager d’autres explications, étant donné l’absence d’un mécanisme naturel raisonnable pour la formation du TFA (Joudan et coll. 2021).

Selon un rapport récemment publié par le Groupe d’évaluation des effets environnementaux (GEEE) du Programme des Nations Unies pour l’environnement (PNUE), les concentrations environnementales de TFA découlant de la décomposition des HFO devraient être très inférieures aux seuils entraînant des effets nocifs chez l’humain et dans l’environnement (PNUE 2023a). Cette évaluation ne tenait toutefois compte que de la concentration de TFA dans les océans. En revanche, le dépôt atmosphérique de TFA provenant de la décomposition des HFO et des HCFO devrait être plus localisé que celui antérieurement observé pour le TFA formé à partir d’autres composés organofluorés, en raison de la plus courte demi-vie atmosphérique des HFO et des HCFO (PNUE 2023a).

Même si le TFA déposé localement finira par migrer vers les puits finaux (c’est-à-dire les océans, les grands lacs), la concentration locale dans les eaux de surface et le taux de migration devraient varier selon le taux de transformation des précurseurs, les régimes de précipitations, les effets des saisons, les autres rejets de TFA et l’hydrologie locale (par exemple débit, temps de séjour). La combinaison de ces facteurs et d’autres facteurs, notamment la persistance, pourrait contribuer à des concentrations de TFA localement élevées. Par exemple, certaines études récentes ont indiqué une augmentation significative de la concentration de TFA dans divers lieux, notamment une augmentation moyenne d’un facteur 6 dans les eaux de surface de sites dans le nord de la Californie et en Alaska entre 1998 et 2021 (Cahill 2022) Une étude de Scheurer et coll. (2017) a révélé des concentrations élevées de TFA supérieures à 100 µg/L dans une grande rivière d’Allemagne au cours d’une analyse de l’eau potable et de l’eau de surface dans le sud-ouest du pays. D’autres études indiquent que la détection et les concentrations de TFA dans l’eau potable vont croissant (Neuwald et coll. 2022; Albers et Sültenfuss 2024; Arp et coll. 2024; Garavagno et coll. 2024). On ne sait pas bien ce que devient ultimement le TFA produit par la photodécomposition des HFO et des HCFO, qui constitue un polluant secondaire persistant, mais on pense que les grands plans d’eau (lacs, océans) sont des puits pour le TFA (PNUE 2023a).

Il a été établi que le TFA est modérément toxique pour certains biotes (Solomon et coll. 2016; ECHA c2020), mais les données sont limitées ou manquantes pour certains groupes d’organismes (par exemple les macrophytes marins et les mammifères terrestres). De plus, la plupart des évaluations n’ont pas pris en compte la possibilité que le TFA contribue aux effets cumulatifs, ni porté sur sa toxicité aux concentrations mesurées dans l’environnement. Bien qu’il ne soit pas attendu que le TFA se bioaccumule de façon significative (ECHA c2020; Garavagno et coll. 2024), cette substance est couramment détectée avec d’autres SPFA dans des tissus de végétaux et d’animaux, y compris à des concentrations dépassant celles d’autres SPFA mesurées (voir, par exemple, Lan et coll. 2020; Guckert et coll. 2023; Herzke et coll. 2023).

Compte tenu des effets nocifs que le TFA pourrait causer et de son omniprésence dans l’environnement et chez les organismes avec d’autres SPFA, la contribution possible du TFA aux effets cumulatifs des SPFA chez les organismes suscite des préoccupations. Par conséquent, les HFO et les HCFO qui sont des SPFA selon la définition de la catégorie des SPFA entrent dans la portée du présent rapport.

4. Présence des SPFA dans l'environnement

4.1 Aperçu de la présence des SPFA dans l’environnement

Comme on peut s’y attendre, compte tenu de la mobilité et du potentiel de transport à grande distance des SPFA, de nombreuses études et synthèses ont fait état de la présence des SPFA dans le monde entier, dans un grand éventail d’écosystèmes et de biotes, y compris dans des zones éloignées des points de rejet initiaux des SPFA dans l’environnement (voir, par exemple, Lau et coll. 2007; Houde et coll. 2008; Gewurtz et coll. 2013; Letcher et coll. 2018; Muir et coll. 2019; Ankley et coll. 2021; Muir et Miaz 2021; Cousins et coll. 2022). Les concentrations les plus élevées de SPFA ont généralement été mesurées à proximité des points de rejet des mousses AFFF et d’activités industrielles (voir, par exemple, Moody et coll. 2002; Hu et coll. 2016; Lanza et coll. 2016; Carrizo et coll. 2023), ainsi que dans le lixiviat des sites d’enfouissement (voir, par exemple, Hamid et coll. 2018) et les effluents des STEU (voir, par exemple, Arvaniti et Stasinakis 2015). Cependant, des concentrations mesurables ont également été constatées dans des écosystèmes à diverses distances de ces endroits, notamment dans le ruissellement des eaux pluviales (voir, par exemple, Saifur et Gardner 2021), dans des terres agricoles et des cultures (voir, par exemple, Ghisi et coll. 2019), dans la forêt amazonienne (voir, par exemple, Kourtchev et coll. 2024), dans les Grands Lacs (voir, par exemple, Houde et coll. 2008; Xia et coll. 2024), dans les océans et les eaux côtières (voir, par exemple, Muir et Miaz 2021) ainsi qu’en Arctique et en Antarctique (voir, par exemple, MacInnis et coll. 2017; Pickard et coll. 2018; Muir et coll. 2019; Wong et coll. 2021; Persaud et coll. 2024).

Des SPFA sont régulièrement détectées dans le sang et les tissus d’un large éventail d’organismes, aussi bien de ceux qui vivent à proximité des points de rejet des SPFA (par exemple près des sites où des mousses AFFF ont été utilisées dans des activités de lutte contre les incendies) que de ceux qui vivent dans des endroits éloignés. Par exemple, Giesy et Kannan (2001) ont analysé, il y a un certain temps, la concentration de divers composés organiques fluorés (FOC) dans des échantillons de tissu de mammifères aquatiques, d’oiseaux, de poissons et d’amphibiens prélevés au cours des années 1990 dans le cadre d’études de surveillance aux États-Unis, au Canada et ailleurs dans le monde. Ils ont constaté que même si peu d’échantillons contenaient du PFOSA, du PFHxS ou de l’APFO en concentration supérieure au seuil de quantification, le SPFO était détectable dans la plupart des échantillons, y compris ceux prélevés dans des régions marines isolées (comme l’océan Arctique). Houde et coll. (2011) ont également examiné les données de surveillance postérieures à 2005 des composés perfluorés dans les biotes aquatiques. Ils ont déterminé que le SPFO était la substance la plus abondante, probablement en raison de son potentiel élevé de bioamplification jumelé à sa persistance et à l’utilisation continue des précurseurs du SPFO dans le monde entier. Cependant, l’omniprésence des APFC a également été constatée dans les échantillons de tissu. La reconnaissance de l’omniprésence du SPFO, de l’APFO et des APFC à LC dans l’environnement et les biotes de la planète a été un élément déterminant de l’application de mesures réglementaires prises à la fois au Canada (EC 2006, 2012; EC, SC 2012) et ailleurs dans le monde, notamment l’inscription du SPFO, de l’APFO et des substances apparentées sur la Liste des polluants organiques persistants de la Convention de Stockholm, et la recommandation de l’inscription des APFC à LC et des substances apparentées sur cette liste.

Des SPFA ont également été détectées dans des cultures et des animaux de bétail, comme le décrit ce qui suit. Le ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario a récemment réalisé des études portant sur l’absorption de substances à chaîne courte (PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA et PFBS) et à longue chaîne (APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFDoDA, PFHxS^{Note de bas de page 7}, SPFO, PFDS et PFOSA) par les tomates, la laitue et les betteraves à la suite de l’irrigation avec de l’eau de surface contaminée par les SPFA. Les résultats de cette étude ont révélé que l’eau d’irrigation provenant de sites contaminés par les mousses AFFF peut avoir des répercussions sur les cultures irriguées avec de l’eau contaminée, plus particulièrement par les SPFA à chaîne courte (McDonough et coll. 2021). Cette étude a également révélé une concentration élevée de SPFA à chaîne courte dans la fleur des tomates, ce qui peut avoir des répercussions sur les pollinisateurs (McDonough et coll. 2021). En 2018, il a été découvert qu’un troupeau d’environ 5 000 bovins laitiers des États-Unis avait été exposé de manière chronique à des concentrations élevées de SPFA (à l’APFO et au SPFO ainsi qu’à d’autres APFC et APFS) présentes dans de l’eau et des aliments contaminés (Lupton et coll. 2022). Le lait et le fromage provenant de l’exploitation agricole concernée ont été analysés par la FDA des États-Unis. Le SPFO est la SPFA ayant été détectée en plus grande quantité dans le lait, qui a été jeté et n’est pas entré dans la chaîne d’approvisionnement alimentaire (US FDA 2021a). La FDA a analysé de multiples échantillons de lait prélevés à l’exploitation agricole en question et a constaté que la concentration de SPFO avait diminué de manière constante entre 2018 et 2021 (US FDA 2021a). À l’examen des échantillons de plasma et de peau prélevés sur un petit nombre des animaux touchés, Lupton et coll. (2022) ont établi qu’il n’y avait pas de bioaccumulation de APFC comptant 4 à 9 atomes de carbone dans le plasma ou la peau, mais que les APFS comptant plus de 4 atomes de carbone s’accumulaient dans ces 2 matrices.

Récemment, l’ECHA a achevé un examen approfondi de la présence des SPFA dans l’environnement européen et mondial (ECHA 2022c). La présence et la concentration de chaque SPFA étaient très variables selon l’endroit. Cependant, on a détecté des SPFA dans les eaux de surface, les eaux souterraines, le sol, les sites contaminés, et les affluents, les effluents, les boues et les biosolides des STEU de presque tous les endroits qui ont fait l’objet de l’examen. On a également constaté la présence de SPFA dans presque tous les organismes soumis à l’étude dans le monde.

Plusieurs études et examens ont fait état d’une diminution des concentrations environnementales des SPFA réglementées (voir, par exemple, De Silva et coll. 2021; Muir et Miaz 2021), ce qui démontre l’efficacité des mesures réglementaires. Toutefois, cette tendance n’est pas universelle, et certaines études ont indiqué des tendances temporelles différentes (ou une absence de tendances temporelles) chez une seule espèce étudiée et/ou dans une même région géographique, selon le lieu d’échantillonnage (voir, par exemple, la section 4.2.2). Une synthèse réalisée par Lohmann et coll. (2024) a révélé que les concentrations de SPFO avaient augmenté chez les ours polaires adultes et préreproducteurs de l’est du Groenland entre la période de 2013 à 2014 et les mesures récemment prises en 2021. Cette augmentation suivait une période de diminution s’étant étendue de 2006 à 2013-2014. Les auteurs pensaient qu’elle pouvait être due aux effets des changements climatiques. Cette tendance n’a pas été observée chez les ours polaires de l’est ou de l’ouest de la baie d’Hudson, mais il a été constaté que les concentrations de SPFO chez les phoques annelés préreproducteurs de l’ouest de la baie d’Hudson avaient diminué avant d’augmenter de 2008 à 2011, puis de diminuer de nouveau. Une synthèse de Cousins et coll. (2022) a révélé que la concentration de certains APFA dans des échantillons d’eau de pluie prélevés dans le monde entier dépassait régulièrement les valeurs limites à vie déclenchant l’émission d’avis sanitaires par l’EPA pour le SPFO et l’APFO dans l’eau potable et la valeur limite de l’Agence danoise de protection de l’environnement pour la somme du SPFO, de l’APFO, du PFNA et du PFHxS dans l’eau potable, et ne respectaient pas la norme de qualité environnementale (NQE) de l’Union européenne pour le SPFO dans l’eau douce, y compris dans les régions isolées et peu peuplées. Certaines concentrations d’APFO et de SPFO dans l’eau de pluie urbaine signalées dans cette synthèse dépassaient également l’objectif canadien de 30 ng/L pour la somme de 25 SPFA dans l’eau potable. Bien qu’il y ait peu de données concernant les sols des régions isolées, les auteurs ont conclu que ces résultats témoignent de la contamination mondiale des sols en raison de l’omniprésence environnementale des APFA et de leur faible réversibilité dans les dépôts atmosphériques.

Des études récentes ont également permis de constater une augmentation de la concentration des SPFA à chaîne courte (voir, par exemple, Manojkumar et coll. 2023 et la section 4.2), vraisemblablement en raison de l’utilisation de ces substances pour remplacer les SPFA à longue chaîne réglementées. De plus, le TFA, qui est produit par la décomposition des HFO et HCFO et pourrait découler de la fabrication ou de l’incinération d’autres SPFA, a été détecté dans des eaux de surface, des précipitations, des sédiments, des sols, des carottes de glace et des tissus végétaux partout dans le monde (voir, par exemple, Boutonnet et coll. 1999; Scott et coll. 2005a, 2005b, 2006; Pickard et coll. 2020; Umwelt Bundesamt 2021; Freeling et coll. 2022, 2023; ECHA 2023c; Hartz et coll. 2023). Il a été décelé dans des échantillons de sol et de précipitations en divers endroits au Canada ainsi que dans des aiguilles de conifères prélevées dans les régions canadiennes de Banff, en Alberta, et de Guelph, en Ontario (Scott et coll. 2005b). Il était présent dans tous les échantillons de sol et de précipitations en Allemagne et a aussi été détecté dans des échantillons de diverses espèces végétales (Umwelt Bundesamt 2021; Freeling et coll. 2022). Pour la plupart des espèces et des emplacements échantillonnés pendant l’étude, la concentration de TFA augmentait avec le temps, ce qui, selon les auteurs, était probablement dû à une augmentation des émissions de précurseurs gazeux du TFA (Freeling et coll. 2022).

Par ailleurs, des polymères fluorés à chaîne latérale ont été détectés dans des biosolides du Canada, des sédiments aquatiques du bassin des Grands Lacs et des boues de STEU de la Suède (Chu et Letcher 2017; Letcher et coll. 2020; Fredriksson et coll. 2022).

Puisque la surveillance environnementale ne visait généralement qu’un faible nombre de substances de la catégorie des SPFA (voir, par exemple, OCDE 2018b; Buck et coll. 2021; De Silva et coll. 2021), et que la détection d’un éventail plus vaste de SPFA dépend de la mise au point de nouvelles méthodes d’analyse, il est attendu que le nombre et la répartition des SPFA dans l’environnement, ainsi que les concentrations totales de SPFA, sont sous-estimés dans la littérature scientifique actuelle. Il s’agit de limites importantes, car l’industrie manufacturière est passée à la production d’autres substances perfluorées (voir, par exemple, la section 2.7). L’étendue limitée de la surveillance a été illustrée dans une synthèse de Xiao (2017), dans laquelle l’auteur a déterminé que les études en milieu aquatique publiées entre 2009 et 2017 ont permis de détecter 455 nouvelles SPFA dans les eaux naturelles, les poissons, les sédiments, les eaux usées, les boues activées, les sols, les mousses AFFF et les agents tensioactifs commerciaux faits de polymères fluorés. L’étendue étroite de la plupart des données de surveillance a également suscité des préoccupations quant à la possibilité qu’il y ait une concentration plus élevée que prévu de produits de transformation courants, issus de multiples précurseurs qui ne sont actuellement pas quantifiés.

Bien que par le passé, l’étendue des SPFA examinées dans de nombreuses études ait été largement limitée, les études constatent de plus en plus la présence grandissante d’un éventail de SPFA et l’exposition concomitante à celles-ci. Des analyses élargies et/ou non ciblées ont permis de détecter une vaste gamme de SPFA dans divers substrats, notamment dans de l’eau de mer en Europe du Nord et en Arctique (Joerss et coll. 2020), des échantillons de lac et d’air de l’Arctique (Stock et coll. 2007), des eaux de surface (Hensema et coll. 2021; Ulrich et coll. 2024), des biosolides (Letcher et coll. 2020), des déchets organiques (Munoz et coll. 2022a; Saha et coll. 2024) et des particules dans l’atmosphère urbaine (Yu et coll. 2018). Les mammifères marins (Spaan et coll. 2020; Barrett et coll. 2021), les oiseaux de mer (Letcher et coll. 2015; Su et coll. 2017; Robuck et coll. 2020), l’écorce des arbres et les espèces de poisson de différentes régions (voir, par exemple, Pignotti et coll. 2017; Liu et Gin 2018; Baygi et coll. 2021) sont des exemples de milieux partout dans le monde où la présence concomitante de SPFA a été détectée dans les tissus d’organismes. Ces preuves d’une exposition simultanée étendue aux SPFA dans des régions, des milieux environnementaux et des organismes aussi divers indiquent que la présence concomitante généralisée est de plus en plus la norme et que les études qui ne tiennent pas compte d’un éventail plus vaste (et peut-être imprévu) de SPFA ne décrivent peut-être pas correctement l’exposition cumulative. À cette fin, plusieurs techniques permettant de détecter les SPFA totales dans les échantillons environnementaux sont à l’étude, notamment les méthodes d’analyse du fluor organique total (FOT), du fluor organique extractible (FOE) et des précurseurs oxydables totaux (POT) [voir, par exemple, Nikiforov 2021; Rehman et coll. 2023]. En particulier, des études visant à mesurer la concentration des SPFA par analyse du FOT et du FOE dans différents milieux naturels ont montré que la plupart des SPFA détectées étaient non identifiées (Manojkumar et coll. 2023), un constat qui appuie la conviction que les concentrations de SPFA dans l’environnement sont sous-estimées. On espère qu’à l’avenir, ces méthodes ou d’autres méthodes nouvellement mises au point permettront de mieux comprendre la diversité et la concentration des SPFA dans l’environnement et les organismes.

4.2 Surveillance environnementale au Canada

En plus de surveiller les tendances et les développements internationaux concernant la présence de SPFA dans l’environnement, le gouvernement du Canada mène divers programmes de surveillance pour comprendre ces tendances dans les écosystèmes et la faune du Canada. Les données produites dans le cadre de ces programmes sont régulièrement publiées sur le portail de données Gouvernement ouvert et dans la littérature scientifique à comité de lecture. Nous présentons ci-dessous un résumé des résultats obtenus à ce jour.

4.2.1 Air ambiant

Le gouvernement du Canada surveille depuis 2006 les SPFA (y compris les APFC C₄ à C₁₄, C₁₆ et C₁₈, les APFS C₄, C₆, C₈ et C₁₀ ainsi que leurs précurseurs) dans l’atmosphère échantillonnée à la Station canadienne d’Alert (Nunavut) dans l’Extrême-Arctique, à l’aide d’échantillonneurs d’air actifs à grand débit (AMAP 2014, 2017; Wong et coll. 2018, 2021). Les concentrations d’APFO et de SPFO dans l’air à Alert ont augmenté entre 2006 et 2013, pour ensuite diminuer de façon constante après 2013 (Wong et coll. 2021). Le PFHxS a semblé diminuer à partir de 2013, mais cela était probablement dû aux quelques concentrations élevées mesurées en 2013 et aux concentrations faibles mesurées en 2017. On a observé une certaine stabilité des concentrations de PFNA, tandis que celles du PFDA et du PFUnDA ont montré des tendances à la hausse. Il convient de souligner que l’évaluation des tendances pour les APFA autres que l’APFO et le SPFO à Alert a été entravée par la faible fréquence de détection et des taux variables dans les blancs (Wong et coll. 2021). Le rapport de l’AMAP (2017) comprenait également plusieurs nouvelles SPFA, notamment l’acide perfluoroéthylcyclohexanesulfonique (PFECHS, un analogue du SPFO), le perfluorobutanesulfonamide (FBSA, un précurseur du PFBS) et l’acide sulfonique d’éther 6:2 chloré et polyfluoré (6:2-Cl-PFAES ou F-53B, un acide sulfonique d’éther chloré et polyfluoré).

Des projets de recherche ont également été réalisés sur les dépôts atmosphériques de SPFA dans les régions isolées par analyse des APFA (y compris les APFC C₄ à C₁₄, les APFS C₄, C₆, C₈ et C₁₀, le PFECHS et le FOSA) dans la neige, les glaciers (MacInnis et coll. 2019a) et les carottes de glace (MacInnis et coll. 2017; Pickard et coll. 2018; Persaud et coll. 2024) en Arctique. Ces études ont confirmé l’omniprésence des APFA dans les régions isolées. Ces échantillons abiotiques sont pertinents, car ils présentent des concentrations plus élevées de APFA à chaîne courte qui sont généralement absents des biotes. Les analyses des carottes de glace sectionnées et datées ont servi à calculer les flux annuels de APFA par dépôt atmosphérique. En outre, les résultats de l’analyse des congénères de APFC correspondaient au transport environnemental à grande distance, suivi du dépôt atmosphérique, des précurseurs des fluorotélomères. Des APFC ont été fréquemment détectés dans une carotte de glace de l’île d’Ellesmere, au Nunavut, après les années 1990, et leurs concentrations augmentaient au fil du temps (Persaud et coll. 2024). Les résultats indiquent que les APFA sont transportés jusque dans les régions isolées de l’Arctique par les aérosols marins et la poussière minérale.

Dans le bassin des Grands Lacs, un suivi des SPFA (y compris les APFC C₄ à C₁₂ et les APFS C₄, C₆ et C₈) dans les précipitations est effectué depuis 2006 sur les côtes du lac Ontario (à Point Petre), du lac Huron (à Evansville) et du lac Supérieur (à Sibley) [Gewurtz et coll. 2019; Gouvernement du Canada 2021]. Les concentrations de SPFO et d’APFO ont généralement diminué dans les précipitations au-dessus des Grands Lacs. Cependant, la concentration des APFA à chaîne plus courte, qui ne sont pas réglementées au Canada, n’a pas diminué, tandis que celles du PFHxA et du PFBA ont récemment augmenté (depuis environ 2010 à 2016, selon l’endroit), ce qui pourrait être dû à leur utilisation comme substituts, car les APFA à chaîne plus longue sont abandonnés progressivement par l’industrie (Gewurtz et coll. 2019). Une étude récente visant à estimer le bilan massique du PFBA, du PFBS, du SPFO et de l’APFO des 5 lacs (Xia et coll. 2024) à l’aide des concentrations mesurées dans des échantillons de précipitations, d’air et d’eau a montré que le dépôt atmosphérique est une source importante de SPFA dans les lacs, en particulier le lac Supérieur. Les APFA n’étaient pas fortement associés à la densité de population humaine autour de chaque site d’échantillonnage des Grands Lacs, contrairement à d’autres contaminants anciennement utilisés (c’est-à-dire les hydrocarbures aromatiques polycycliques [HAP], les pesticides et les polybromodiphényléthers [PBDE]), qui y étaient tous associés. Ce constat indique que la présence de APFA dans les précipitations pourrait ne pas correspondre à la présence de sources localisées, à l’inverse de ce qui est observé pour d’autres contaminants. Les SPFA sont surveillées dans l’atmosphère à Point Petre, depuis octobre 2018, et à Evansville, depuis juillet 2019.

Le gouvernement du Canada surveille des SPFA (APFC C₄ à C₁₄, C₁₆ et C₁₈, APFS C₄, C₆, C₈ et C₁₀ ainsi que leurs précurseurs) dans des échantillons d’air prélevés par des systèmes passifs, dans le cadre du Réseau mondial d’échantillonnage atmosphérique passif (EAP) mis en place en 2004, à 13 sites canadiens (Rauert et coll. 2018; Saini et coll. 2023). Au cours de la période de 9 ans s’échelonnant entre 2009 et 2017, les concentrations de FTOH, de sulfonamides fluorés et de sulfonamidoéthanols (FOSA et FOSE) ont en général présenté une tendance faiblement à la baisse ou sont restées stables. Cependant, les concentrations des APFS, dont celles du PFBS, du PFHxS et du SPFO, ont augmenté de manière importante pendant cette période dans certains endroits au Canada. La concentration totale de APFC (comprenant le PFHxA, le PFHpA, l’APFO, le PFNA et le PFDA) a également augmenté en 2017, mais cette variation doit être confirmée par d’autres activités de surveillance, notamment en vue de la caractérisation de l’efficacité des mesures de contrôle de ces substances réglementées. Les résultats des échantillonneurs d’air passifs (Rauert et coll. 2018; Saini et coll. 2023) correspondent à ceux des échantillonneurs d’air à grand débit décrits ci-dessus (AMAP 2014, 2017; Wong et coll. 2018, 2021).

Les émissions atmosphériques de SPFA provenant du secteur des déchets (c’est-à-dire des STEU et des sites d’enfouissement) ont également été étudiées (Ahrens et coll. 2011; Shoeib et coll. 2016). En 2009, Ahrens et coll. (2011) ont prélevé des échantillons d’air contenant des SPFA au-dessus et autour d’une STEU et de 2 sites d’enfouissement de déchets solides en Ontario. Ces échantillons ont été analysés pour mesurer la concentration des substances de 5 groupes de SPFA (FTOH, FOSA, FOSE, APFS et APFC). Par rapport aux sites de référence, la concentration totale de SPFA dans l’air était de 3 à 15 fois plus élevée dans la STEU et de 5 à 30 fois plus élevée dans les sites d’enfouissement. Les émissions de FTOH (le FTOH 6:2 étant le plus abondant à la STEU, et le FTOH 8:2, aux sites d’enfouissement) étaient d’environ 2 ordres de grandeur plus élevées que celles des autres groupes de SPFA évalués dans cette étude. Parmi les APFS et les APFC, les émissions de SPFO et de PFBA étaient les plus élevées dans l’atmosphère à la STEU et les émissions de PFBA étaient les plus élevées aux sites d’enfouissement.

4.2.2 Écosystèmes et faune aquatiques

Le gouvernement du Canada surveille les eaux douces à divers endroits dans tout le pays. De 2013 à 2020, on a prélevé des échantillons à 29 sites pour déterminer les concentrations et les tendances des SPFA dans les eaux de surface ambiantes. Ces travaux ne ciblaient pas des rejets particuliers de sources industrielles. Il y avait des sites d’échantillonnage dans chaque province, à l’exception de l’Alberta, de l’Île-du-Prince-Édouard et des 3 territoires. Des SPFA ont été détectées dans les eaux de surface de chaque province où l’eau a été prélevée. Dans l’ensemble, 13 SPFA ont été mesurées dans 566 échantillons d’eau douce du Canada, les concentrations étant comprises entre une valeur inférieure au seuil de détection en laboratoire (intervalle des seuils de détection : 0,4 ng/L à 1,6 ng/L) et une valeur maximale de 138 ng/L (pour le PFBS). Même si la concentration de SPFO et d’APFO a diminué au cours de cette période, la concentration d’autres composés comme le PFBA et le PFPeA a augmenté (Lalonde et Garron 2022). La concentration de SPFO dans tous les échantillons d’eau de surface prélevés entre 2007 et 2010 (ECCC 2018) et en 2016 et 2017 (ECCC 2019) dans des bassins versants canadiens était inférieure à la valeur des recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement (RFQE) relativement au SPFO dans les eaux de surface (ECCC 2018). Dans les Grands Lacs, les concentrations médianes de SPFA dans l’eau étaient les plus faibles dans le lac Supérieur (1,3 ng/L) et environ 10 fois plus élevées dans le lac Ontario (11 ng/L) (Xia et coll. 2024). En général, les concentrations de SPFA réglementées, comme le SPFO et l’APFO, avaient diminué, au contraire de celles des SPFA à chaîne courte utilisées en remplacement de ces substances, parmi lesquelles le PFBA était le plus abondant (Xia et coll. 2024). Cette même étude visait à estimer le bilan massique des composés de SPFA dans le bassin des Grands Lacs à l’aide d’ensemble de données disponibles. Elle a montré que dans l’ensemble, les lacs d’amont (lacs Supérieur et Huron) accumulent les SPFA, tandis que les lacs d’aval (lacs Érié et Ontario) sont des exportateurs nets de SPFA.

Des SPFA (notamment les APFC C₈ à C₁₂ et les APFS C₇ et C₈) ont été mesurées dans des homogénats de corps entier de poisson provenant de plans d’eau de différentes régions du Canada (Burniston et coll. 2011; Gewurtz et coll. 2012; Chu et coll. 2016; McGoldrick et Murphy 2016; ECCC 2019; ECCC, US EPA 2022). Cette surveillance permet d’obtenir des renseignements sur la présence et l’accumulation de SPFA dans le milieu aquatique. La concentration de SPFO dans le touladi du lac Ontario a augmenté entre les années 1990 et le début des années 2000, et diminué par la suite, bien que les concentrations restent supérieures aux limites des recommandations fédérales pour l’alimentation des mammifères aux sites des Grands Lacs (McDaniel et coll. 2021; ECCC, US EPA 2022) et supérieures aux RFQE établies pour la protection des mammifères et des oiseaux piscivores (ECCC 2019). En revanche, pendant la dernière décennie, on a observé des concentrations croissantes de APFC dans le touladi du lac Huron, mais décroissantes dans le lac Ontario (McDaniel et coll. 2021). Ces données proviennent d’une mesure du poisson entier, y compris les parties non comestibles comme les organes digestifs, le sang et les os. De ce fait, les concentrations ne reflètent pas nécessairement les concentrations de contaminants dans les parties comestibles des tissus de poisson (ECCC, US EPA 2022).

Des études de surveillance des SPFA (dont les APFC C₄ à C₁₄, C₁₆ et C₁₈ et les APFS C₆, C₈ et C₁₀) dans les régions arctiques et subarctiques sont réalisées dans le cadre des projets de surveillance et de recherche environnementales du Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord (PLCN) [Braune et Letcher 2013; Letcher et coll. 2014, 2018; Lucia et coll. 2015; AMAP 2016, 2017, 2018; RCAANC 2018; Muir et coll. 2019; Routti et coll. 2019a; Sonne et coll. 2021]. Dans le cadre de ces projets, l’eau de mer de l’Arctique est analysée chaque année depuis 2011 et on a ainsi constitué le plus important ensemble de données continues de ce milieu. Le SPFO et les APFC ont diminué dans les échantillons d’eau de mer prélevés ces dernières années (RCAANC 2018). Des échantillons de phoques annelés et d’omble chevalier ont été analysés chaque année depuis les années 1990, et les résultats obtenus constituent le plus vaste ensemble de données temporelles continues de ces milieux. On a constaté des tendances à la baisse pour les APFC totaux (C₇ à C₁₄) chez le phoque annelé, à 4 endroits de l’Arctique canadien, entre 2005 et 2010 (Muir et coll. 2019). Cependant, des données plus récentes indiquent une tendance à la hausse de ces APFC chez le phoque annelé à 2 de ces endroits, soit à la baie d’Hudson et au détroit de Lancaster (Muir et coll. 2019). La concentration des APFC C₇ à C₁₄ dans l’omble chevalier confiné aux eaux intérieures des lacs Hazen, Char et Amituk semble être en baisse par rapport à la concentration maximale atteinte entre 2006 et 2009 (Muir et coll. 2019). La présence de APFA a été analysée dans le réseau trophique du lac Melville, à Terre-Neuve-et-Labrador (y compris dans les phoques annelés), où les résidents de l’endroit sont préoccupés par la concentration de contaminants dans les aliments traditionnels qu’ils récoltent dans la nature (RCAANC 2018). La concentration de APFA dans les blanchons de phoques annelés du lac Melville a augmenté chaque année de 2013 à 2016 (RCAANC 2018). Des efforts sont déployés pour évaluer l’influence des apports provenant de sources locales et éloignées aux phoques annelés du lac Melville, qui se trouve près d’activités majeures d’aménagement du territoire. La concentration de APFA dans l’omble chevalier a généralement diminué depuis 2008-2009, mais les tendances varient d’un lac de l’Extrême-Arctique échantillonné à l’autre et d’un produit chimique donné à l’autre (RCAANC 2018; Muir et coll. 2019). Des SPFA ont été mesurées dans le sang de guillemots de Brünich adultes, un oiseau marin de l’Arctique qui se nourrit de poisson, dans le sud de la baie d’Hudson. Ce travail de recherche a fourni des données supplémentaires sur la présence et les effets possibles des SPFA dans cet oiseau marin arctique migrateur, mais elles doivent être validées par les pairs. Des SPFA ont été mesurées chez les ours polaires de différentes populations de la baie d’Hudson et corrélées avec des métabolites du foie. Les tendances temporelles ont également été déterminées chez les ours polaires en fonction de leur régime alimentaire, dans la région de la baie d’Hudson (Pedersen et coll. 2016; Letcher et coll. 2018; Morris et coll. 2019; Muir et coll. 2019). Aucune tendance marquée, à la hausse ou à la baisse, des concentrations des APFC totaux et du SPFO n’a été constatée dans le tissu hépatique de 2 sous-groupes de la population d’ours polaires du sud et de l’ouest de la baie d’Hudson (Nunavut) entre 2007 et 2016 (AINC 2017; RCAANC 2018; Muir et coll. 2019).

Hors du PLCN, des chercheurs du gouvernement du Canada ont mené des projets de recherche sur les SPFA dans les milieux arctiques et subarctiques. Les analyses des APFC et des APFS à chaîne courte et à longue chaîne dans des échantillons de champs de glace (MacInnis et coll. 2017; Pickard et coll. 2018, 2020), de l’eau de fonte des neiges, de l’eau de dégel du pergélisol et de l’eau de fonte des glaciers (Cabrerizo et coll. 2018; MacInnis et coll. 2019a) de l’Extrême-Arctique sont applicables au milieu aquatique en raison de la fonte accélérée provoquée par les changements climatiques. Cela a été confirmé par le profil de concentration des APFA obtenu dans une carotte de sédiments datée prélevée au lac Hazen (Nunavut) et sa corrélation avec le débit glaciaire (MacInnis et coll. 2019b). Les APFA ont également été mesurés dans des échantillons d’eau (Lescord et coll. 2015; Cabrerizo et coll. 2018; MacInnis et coll. 2019a) et de sédiments lacustres (Lescord et coll. 2015) de l’Arctique.

Le gouvernement du Canada surveille, entre autres produits chimiques, des SPFA dans le poisson et la faune partout au Canada, dans le cadre de programmes de recherche et de surveillance du PGPC. Ces programmes comprennent l’analyse des APFC C₄ à C₁₆, des APFS C₄ à C₁₀ et de nouvelles SPFA (comme les acides perfluoroalkylphosphiniques et les SPFA zwitterioniques et cationiques) dans les poissons et les oiseaux des Grands Lacs et du fleuve Saint-Laurent (Houde et coll. 2013; De Silva et coll. 2016; Munoz et coll. 2022b) ainsi que dans les bélugas de l’estuaire du Saint-Laurent (Barrett et coll. 2021). Soixante-dix SPFA provenant de mousses AFFF ont été dosées dans des poissons prélevés en aval d’une zone où se tiennent des activités de formation à la lutte contre l’incendie à un aéroport civil international en Ontario (Carrizo et coll. 2023). Le SPFO était de loin le plus abondant de ces SPFA, des concentrations records ayant été mesurées dans des épinoches à 5 épines (Culaea inconstans) du ruisseau (16 000 à 110 000 ng/g en poids humide [corps entier]) [Carrizo et coll. 2023]. Des tendances temporelles ont également été dégagées chez le béluga de l’estuaire du Saint-Laurent, où une diminution générale des APFA et des PFOSA réglementés anciennement utilisés a été observée après le milieu des années 2000 (Barrett et coll. 2021). Cependant, les substituts non réglementés des SPFA à chaîne courte, les acides perfluorocarboxyliques monohydrogénés (PFCA-H; détectés pour la première fois dans cette étude) et les acides carboxyliques à base de fluorotélomères (FTCA) à chaîne impaire ont augmenté avec le temps (Barrett et coll. 2021). Les œufs d’oiseaux aquatiques (de la famille des goélands) et terrestres (étourneaux sansonnets) ont fait l’objet d’une surveillance des SPFA dans les provinces de l’Atlantique, le fleuve Saint-Laurent, les Grands Lacs, les Prairies, la côte du Pacifique et la région subarctique (Letcher et coll. 2015; Miller et coll. 2015, 2020; Gewurtz et coll. 2016, 2018; Su et coll. 2017; Elliott et coll. 2021). Des œufs de ces espèces ont été prélevés chaque année depuis 2008 et analysés pour mesurer les SPFA, notamment les APFC C₄ à C₁₄, C₁₆ et C₁₈ ainsi que les APFS C₄, C₆, C₈ et C₁₀. Des tendances à la baisse ont été dégagées pour les concentrations de SPFO (qui représente plus de 90 % des APFS totaux) et de APFC à longue chaîne dans les œufs prélevés dans 14 des 39 sites et colonies surveillés entre 2008 et 2021. En ce qui concerne les SPFA à chaîne courte non réglementées, qui ont été détectées à des concentrations relativement plus faibles, il n’y avait aucune variation temporelle des concentrations à ces sites et colonies, à l’exception de quelques sites où une augmentation (2 sites) ou une diminution (3 sites) de la concentration totale du PFBS et du PFHxS ont été constatées pendant cette période. Une étude pancanadienne menée sur des œufs d’étourneau sansonnet a révélé la présence de concentrations élevées de SPFA, dont les APFC et les APFS, dans des sites d’enfouissement par rapport à des sites urbains ou industriels et ruraux (Gewurtz et coll. 2018). Cependant, les concentrations n’étaient pas liées à la quantité de déchets reçus par ces sites d’enfouissement.

Des SPFA ont été mesurées dans les œufs et le sang d’oisillons de faucons pèlerins, un prédateur terrestre d’autres espèces aviaires, dans le sud de l’Ontario et sur la rive nord du lac Supérieur (Sun et coll. 2020, 2021). En tout, 22 APFA et 4 FASA ont été analysés. Les APFS étaient le PFBS, le PFHxS, le PFEtCHxS, le SPFO et le PFDS, alors que les APFC (C₄ à C₁₄, C₁₆ et C₁₈) étaient le PFBA, le PFPeA, le PFHxA, le PFHpA, l’APFO, le PFNA, le PFDA, le PFUnDA, le PFDoDA, le PFTrDA, le PFTeDA, le PFHxDA et le PFODA. Des APFS (y compris le PFHxS, le SPFO et le PFDS) ont été détectés dans la plupart des échantillons d’œufs et de plasma. En outre, 11 APFC (C₅ à C₁₄, C₁₆) ont été décelés dans la plupart des échantillons d’œufs, et 8 APFC (C₈ à C₁₄, C₁₆) l’ont été dans la plupart des échantillons de plasma. Des PFPiA, des APFC et des APFS ont été trouvés dans des poissons, des dauphins et des oiseaux provenant de divers sites d’eau douce et d’eau de mer d’Amérique du Nord (De Silva et coll. 2016). Il s’agissait du premier signalement de la présence de PFPiA dans le plasma de poissons, de dauphins et d’oiseaux. La concentration totale des PFPiA était inférieure d’un à 2 ordres de grandeur à celles des APFC et des APFS présents dans les mêmes échantillons. La concentration de SPFA a été mesurée dans des échantillons de tortues, d’invertébrés et d’eau prélevés dans des milieux ruraux et urbains et en aval d’un aéroport situé dans le sud de l’Ontario (de Solla et coll. 2012). Les SPFA évaluées comprenaient les APFC C₄ à C₁₅, les APFS C₄, C₆, C₈ et C₁₀, plusieurs précurseurs de APFA (tel le PFOSA) et le PFECHS (une SPFA cyclique utilisée comme liquide hydraulique dans les aéronefs). Dans cette étude, on a mesuré des concentrations élevées de SPFA en aval de l’aéroport par rapport aux autres endroits soumis à l’évaluation (de Solla et coll. 2012). Des SPFA ont également été mesurées dans des échantillons d’écrevisse et d’eau prélevés chaque année depuis 2018 en amont et en aval de 6 aéroports et de 3 STEU ainsi que le long de la rivière Grand dans le sud de l’Ontario.

En outre, l’APFO et le SPFO ont été désignés comme contaminants préoccupants pour 3 espèces de baleines en péril : l’épaulard résident du Sud, le béluga de l’estuaire du Saint-Laurent et la baleine noire de l’Atlantique Nord. Dans le cadre de l’initiative visant à protéger et à rétablir les populations de baleines menacées, le gouvernement du Canada s’est engagé à accroître la surveillance et la recherche afin de mieux comprendre les sources possibles des contaminants et leurs répercussions sur les baleines et leurs proies. Cette initiative comprend la surveillance de l’air et de l’eau douce dans l’habitat des baleines, ainsi que celle des sources possibles de contaminants terrestres.

4.2.3 Lixiviat des sites d’enfouissement

Des échantillons de lixiviat ont été prélevés dans 13 grands sites d’enfouissement de déchets solides municipaux (autorisés à recevoir 40 000 tonnes de DSM par année) en différents endroits au Canada entre 2008 et 2014, dans le cadre du programme de monitoring et de surveillance de l’environnement du PGPC. La présence de SPFA (APFC C₄ à C₁₂, APFS C₄, C₆ et C₈, PFOSA) a été analysée dans des échantillons de lixiviat prélevés entre 2009 et 2011 à 12 sites d’enfouissement différents (EC 2013; Gewurtz et coll. 2013). La concentration des SPFA totales mesurée dans le lixiviat variait de 320 à 9 400 ng/L avant tout traitement (médiane de 3 227 ng/L) et de 800 à 14 201 ng/L (médiane de 4 498 ng/L) après le traitement sur place du lixiviat. La concentration totale de SPFA mesurée dans le lixiviat augmentait en général après le traitement du lixiviat sur place (voir la section 2.6.4 pour plus de détails).

Le gouvernement du Canada a récemment achevé un projet de recherche sur la présence de divers contaminants préoccupants, y compris 17 SPFA (APFC C₄ à C₁₄, APFS C₄, C₆, C₈ et C₁₀, PFECHS, FOSA), dans 48 échantillons d’eau souterraine contaminée par le lixiviat de 20 anciens sites d’enfouissement (dont les dates de fermeture s’échelonnaient des années 1920 au début des années 1990; peu avaient des systèmes de collecte des lixiviats) en Ontario (Propp et coll. 2021). Plusieurs de ces sites d’enfouissement, fermés dans les années 1960 ou plus tard, présentaient des concentrations totales de SPFA semblables à celles qui ont été mesurées dans les sites d’enfouissement modernes (concentration maximale de 12 700 ng/L). Par la suite, une série d’études sur le terrain ont été menées (jusqu’en 2022) à 2 de ces anciens sites d’enfouissement où un écosystème aquatique d’eau de surface (1 étang et 1 ruisseau) recevait un influx de panaches d’eau souterraine contaminée par le lixiviat des sites d’enfouissement. Ces études ont permis d’évaluer l’exposition à divers contaminants, dont des SPFA. Ces projets ont été soutenus grâce à une entente avec le ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario.

Une analyse visant à détecter spécifiquement 29 analytes de SPFA a été réalisée en 2019 et en 2020 par le gouvernement du Canada sur 6 échantillons de lixiviat prélevés dans des sites d’enfouissement en activité (2 jours consécutifs sur 3 sites). Bon nombre des 29 analytes ont été détectés fréquemment. Seuls 8 analytes (FTSA 4:2, N-EtFOSA, N-MeFOSA, PFDoS, PFDS, PFNS, PFTeDA et PFTrDA) ont été détectés peu fréquemment.

Dans le cadre de l’initiative visant à protéger et à rétablir les populations de baleines menacées, le gouvernement du Canada a prélevé des échantillons du lixiviat de 10 sites d’enfouissement de DSM en activité au Canada sur une période de 4 ans (2019 à 2022) afin de détecter la présence et de déterminer la concentration de substances particulières, dont certaines SPFA, dans le lixiviat des sites d’enfouissement. 9 SPFA ont été régulièrement détectées dans les échantillons de lixiviat brut : PFNA (52 %), FTSA 6:2 (66 %), SPFO (74 %), PFBS (84 %), PFHxS (90 %), PFHpA (94 %), PFPeA (98 %), APFO (98 %) et PFHxA (99 %) [SNC-Lavalin 2023]. Les effets du traitement du lixiviat sur l’élimination des SPFA variaient grandement d’un analyte à l’autre et selon le type de traitement et le nombre de procédés employés dans le traitement sur place. En général, le traitement semblait moins efficace pour les composés à chaîne courte comme le PFBS et le PFPeA, qui étaient souvent présents en concentrations supérieures dans les effluents traités que dans le lixiviat brut.

Les émissions de SPFA dans l’air provenant du secteur des déchets sont présentées à la section 4.2.1.

4.2.2 Eaux usées et biosolides

Le gouvernement du Canada recueille des données sur les concentrations de SPFA qui entrent dans les STEU municipales, évalue le devenir des SPFA dans les liquides et solides issus d’une série de procédés de traitement habituellement utilisés au Canada et détermine les concentrations de SPFA rejetées dans les effluents des STEU, ainsi que dans les résidus solides (EC 2013; Gewurtz et coll. 2013, 2020, 2024; Guerra et coll. 2014; Gouvernement du Canada 2021; Lakshminarasimman et coll. 2021). Le gouvernement du Canada a établi des partenariats avec des municipalités partout au pays afin d’évaluer les types de STEU canadiens (et les types de traitement : primaire, secondaire, avancé et par lagunage) et les régions géographiques (montagne, prairie, Grands Lacs et fleuve Saint-Laurent, littoral). Comme nous l’avons vu à la section 2.6.4, des APFA se forment pendant le traitement des eaux usées, ce qui est probablement le résultat de la transformation de précurseurs non mesurés (Guerra et coll. 2014).

Guerra et coll. (2014) ont examiné le devenir et le comportement de 13 SPFA (APFC C₄ à C₁₂, APFS C₄, C₆ et C₈ et PFOSA) dans des échantillons d’affluents, d’effluents et de solides prélevés dans 15 STEU canadiennes. Parmi les APFA mesurés, l’APFO était le plus abondant dans les eaux usées, sa concentration variant de 2,2 à 150 ng/L dans les affluents et de 1,9 à 140 ng/L dans les effluents. Le SPFO était le composé le plus abondant dans les boues primaires, les boues biologiques résiduaires et les biosolides traités, sa concentration dans ces matrices variant de 6,4 à 2 900 ng/g en poids sec, de 9,7 à 8 200 ng/g en poids sec et de 2,1 à 17 000 ng/g en poids sec, respectivement. Récemment, Gewurtz et coll. (2024) ont effectué le suivi du devenir et du comportement de 42 SPFA dans 27 STEU canadiennes. Ils ont constaté que la concentration de certaines SPFA diminuait généralement avec le temps, ce qui peut être attribué à la réglementation et à l’arrêt graduel de la production industrielle. Le SPFO n’a pas diminué avec le temps dans les eaux usées, un signe que les mesures réglementaires et l’abandon progressif des activités industrielles relatives à cette substance se répercutent lentement sur les eaux usées. Les concentrations de APFC et de APFS à chaîne courte dans les affluents et les effluents d’eaux usées ont augmenté de manière continue entre 2009 et 2021, ce qui témoigne du recours aux SPFA à chaîne courte comme substituts des SPFA à chaîne plus longue réglementées et abandonnées.

Lakshminarasimman et coll. (2021) ont évalué la formation et l’élimination de 13 SPFA (APFC C₄ à C₁₂, APFS C₄, C₆ et C₈ et PFOSA) dans 9 systèmes différents de traitement des boues. Sur ces 13 SPFA, seules 4 (APFO, PFDA, PFDoDA et SPFO) ont été détectées en concentration appréciable (> 1 %) dans les échantillons de boues brutes et de biosolides. Les concentrations d’APFO et de SPFO variaient, d’une part, d’une valeur inférieure au seuil de détection en laboratoire à 4,8 ng/g et 27 ng/g en poids sec, respectivement, dans les boues brutes, et d’autre part, d’une valeur inférieure au seuil de détection en laboratoire à 23 ng/g et 25 ng/g en poids sec, respectivement, dans les biosolides.

Un projet de recherche du gouvernement du Canada a fait état de la répartition de certaines SPFA (y compris des SPFA ionisables comme le SPFO et l’APFO et leurs précurseurs) dans les sédiments aquatiques et les sols agricoles où des biosolides provenant d’une STEU ont été épandus, ainsi que dans des échantillons provenant de sites du bassin des Grands Lacs (Chu et Letcher 2017). 13 échantillons de sol ont été prélevés (2015) dans un champ agricole où des biosolides provenant d’une STEU avaient été épandus, et à 2 sites où aucun biosolide n’avait été épandu, dans le sud de l’Ontario. De nouveaux copolymères fluoroalkylés à chaîne latérale ont également été mesurés dans cette étude. Les copolymères fluoroalkylés à chaîne latérale ont été détectés dans la totalité des échantillons de sol provenant de sites agricoles enrichis de biosolides et à des concentrations beaucoup plus élevées que dans les échantillons de sédiments aquatiques. La concentration de copolymères fluoroalkylés à chaîne latérale dans les échantillons de sol et de sédiments était également beaucoup plus élevée que la concentration totale des autres SPFA mesurées (dont le SPFO et l’APFO). Dans le cadre du même projet, des copolymères fluoroalkylés à chaîne latérale et des SPFA établies ont été détectés dans des échantillons de biosolides provenant de 20 STEU canadiennes; les nouveaux polymères fluorés étaient présents à des concentrations beaucoup plus élevées que celle d’autres SPFA couramment surveillées (dont le SPFO et l’APFO) [Letcher et coll. 2020]. Gottschall et coll. (2017) ont surveillé la concentration de 13 SPFA (APFC C₄ à C₁₂, APFS C₄, C₆ et C₈ et PFOSA) dans les eaux souterraines, les eaux de drainage par canalisations, le sol et les céréales cultivées après l’épandage de biosolides municipaux dans un champ. Ils ont constaté que même si des APFA avaient été détectés dans les eaux souterraines, les eaux de drainage par canalisations et le sol tout au long de la période visée suivant l’épandage, des augmentations statistiquement significatives n’avaient en général été relevées que dans les eaux de drainage par canalisations et le sol. Des études menées à l’extérieur du Canada sur des champs agricoles où des biosolides avaient été épandus ont donné lieu à des résultats variables, certains révélant une augmentation des concentrations de SPFA (Brusseau et coll. 2020; Johnson 2022), mais d’autres n’indiquant aucune différence par rapport à des champs n’ayant reçu aucun biosolide (Pepper et coll. 2021). Certaines études ont montré que les SPFA dans le sol pouvaient être absorbées par les végétaux et transférées aux animaux et aux humains par la consommation de plantes cultivées (Costello et Lee 2020; Scearce et coll. 2023). Cependant, comme nous l’avons précisé à la section 2.3, le processus global d’absorption et d’accumulation des SPFA dans les végétaux et les plantes cultivées n’est pas encore bien compris, et les concentrations de SPFA dans les aliments vendus au détail sont généralement inférieures au seuil de détection.

Pour de plus amples renseignements sur la norme provisoire relative aux biosolides de l’ACIA, veuillez consulter la section 8.1.5.

5. Biosurveillance humaine

5.1 Introduction à la biosurveillance humaine et aux SPFA

La biosurveillance humaine (BSH) consiste à mesurer un produit chimique, ses métabolites ou ses produits de réaction dans des matrices biologiques (comme le sang et l’urine). Elle fournit une mesure intégrée et biologiquement pertinente de l’exposition générale aux produits chimiques environnementaux qui peut se produire par plusieurs voies (telles que voie orale, voie cutanée, inhalation) et avoir de nombreuses sources (sources naturelles et anthropiques, milieux environnementaux, alimentation, produits d’usage fréquent ou quotidien, etc.) [Sexton et coll. 2004; Haines et Murray 2012; Zidek et coll. 2017]. Cependant, les données de BSH présentent également des limites. Les données de BSH provenant des programmes de biosurveillance à l’échelle de la population ne peuvent à elles seules fournir des informations sur la source d’exposition et présentent une incertitude quant à la durée de l’exposition, en particulier pour les substances ayant une longue demi-vie. Néanmoins, elles peuvent servir à établir les concentrations de référence de substances chimiques, représentant les limites supérieures de l’exposition de fond chez la population au Canada, ce qui permet de déterminer les personnes ou les sous-groupes de la population présentant un degré d’exposition accru par rapport au degré d’exposition de fond (Haines et coll. 2017). Dans le présent rapport, on établit des comparaisons avec des sous-groupes de la population au Canada (par exemple les personnes vivant dans le nord du Canada et la population générale visée par l’ECMS) et avec d’autres pays. De plus, si on dispose de données provenant de plusieurs périodes de collecte d’échantillons, les données de BSH permettent de dégager des tendances ou des concentrations relatives à la présence de substances chimiques dans les sous-groupes de la population, selon divers paramètres tels que le sexe, l’âge et la durée (SC 2023a). Alors qu’on utilise de plus en plus les données de BSH pour caractériser l’exposition et les risques liés à plusieurs substances chimiques (SC 2016a, 2016b), ces données sont plus facilement examinées dans un contexte d’évaluation des risques au moyen de comparaisons directes avec les valeurs recommandées de biosurveillance axées sur la santé, comme les équivalents de biosurveillance et les valeurs allemandes de BSH (St-Amand et coll. 2014; Faure et coll. 2020). Les données de BSH peuvent également servir à évaluer l’efficacité des mesures de gestion des risques (Canada 2020b, 2020c, 2021; ECCC 2020) et à déterminer les besoins futurs en matière de recherche, par exemple pour trouver les liens possibles entre l’exposition à certains produits chimiques et des effets particuliers sur la santé (Eykelbosh et coll. 2018; SC 2020).

Quelques SPFA (en général des APFC et des APFS) ont été régulièrement surveillées dans les études de BSH du passé. Cependant, des études de biosurveillance plus récentes s’intéressent à un plus grand nombre d’analytes des SPFA (par exemple, de 25 à 60 analytes des SPFA ont été examinés dans les études de Cioni et coll. [2023], de Reardon et coll. [2023] et de Borghese et coll. [2024]). Les études de BSH disponibles ont montré que certaines SPFA, en particulier l’APFO, le PFNA, le PFHxS et le SPFO, sont omniprésentes, tandis que d’autres (tels le PFDA et le PFUnDA) sont couramment décelées dans le sang (plasma ou sérum) de la population générale des pays où les enquêtes ont eu lieu (par exemple au Canada, aux États-Unis, en France et en Suède) [Bjermo et coll. 2013; Fillol et coll. 2021; CDC 2022; SC 2023b]. Dans le cadre d’un examen de la portée des méthodes analytiques visant les SPFA dans les matrices humaines, Comito et coll. (2023) ont noté que le PFBA, le PFHxA, le PFHpA et le PFBS étaient les SPFA à chaîne courte les plus couramment détectées dans les échantillons humains, malgré que les taux de détection étaient très variables. Le tableau B-1 de l’annexe B présente une liste des SPFA les plus fréquemment détectées dans le sang au Canada et à l’étranger, y compris dans les études nationales, régionales ou à petite échelle. Certaines études portent sur des cohortes de naissance (en d’autres mots, ces études examinent un groupe de personnes nées au cours d’une même période). En outre, des SPFA ont également été trouvées dans le sang de cordon ombilical et le lait maternel, dans diverses parties du monde, par exemple au Canada, aux États-Unis, en France, en Espagne, en Corée, au Japon et en Chine (Monroy et coll. 2008; Fujii et coll. 2012; Arbuckle et coll. 2013; Kubwabo et coll. 2013; Cariou et coll. 2015; Fisher et coll. 2016; Kang et coll. 2016; Lorenzo et coll. 2016; Cai et coll. 2020; Zheng et coll. 2021; LaKind et coll. 2022; Rawn et coll. 2022b).

En raison de la persistance, de la biodisponibilité élevée dans l’environnement et de l’utilisation répandue (actuelle et passée) des SPFA, la population peut être exposée à plusieurs SPFA à tout moment, par différentes sources (HBM4EU 2019; Bil et coll. 2021). Les contributions relatives des différentes SPFA varient d’une personne à l’autre, par exemple entre les enfants et les adultes (EFSA 2020). Toutefois, les SPFA prédominantes dans le sérum et le plasma humains (selon la contribution à la somme des concentrations de APFA et le nombre d’échantillons dans lesquels les concentrations étaient supérieures aux seuils de détection) sont toujours l’APFO, le PFNA, le PFDA, le PFHxS et le SPFO.

5.2 Facteurs à prendre en compte lors de l’utilisation des données de BSH pour évaluer l’exposition aux SPFA

Afin de déterminer si les données de BSH peuvent être utilisées pour évaluer l’exposition à une substance et comment elles pourraient l’être, il faut examiner la pertinence du biomarqueur ainsi que la qualité et la pertinence des données (Zidek et coll. 2017). Les données propres à la substance chimique qu’il importe de prendre en compte pour l’utilisation des données de BSH sont, entre autres, la pertinence du ou des biomarqueurs, la pertinence de la matrice biologique et la connaissance des demi-vies biologiques. Les paramètres de l’étude liés à l’utilisation des données de BSH sont, notamment, les seuils de détection, le lieu géographique de la population échantillonnée, le moment du prélèvement des échantillons, l’âge du ou des sous-groupes de la population surveillés visé par l’étude et la taille de l’échantillon. Les sections suivantes donnent plus de détails sur les facteurs propres aux différentes substances chimiques. Les paramètres des études et les résultats de la biosurveillance relatifs à différentes SPFA sont présentés dans les sections 5.4, 5.5 et 5.6.

5.2.1 Biomarqueurs

De nombreuses SPFA peuvent se décomposer en APFA (notamment en APFC et en APFS) dans les conditions environnementales ambiantes. Ces APFA sont considérés comme des produits finaux stables (Bil et coll. 2021). Les concentrations sériques ou plasmatiques de APFC ou de APFS (tels que l’APFO ou le SPFO) ont été considérées comme des biomarqueurs appropriés pour les SPFA, indiquant soit une exposition directe à ces APFC ou à ces APFS, soit une exposition à des composés précurseurs qui sont ensuite décomposés ou métabolisés en ces acides terminaux. Les SPFA couramment surveillées dans les études de biosurveillance comprennent l’APFO, le PFNA, le PFDA, le PFUnDA, le PFHxS et le SPFO.

Il peut toutefois subsister une incertitude, car le nombre de précurseurs concomitants indéfinis et leur concentration dans le sérum de la population générale ne sont pas connus (McDonough et coll. 2022). Aucun précurseur n’a été examiné dans l’ECMS. Cependant, certaines substances ont été incluses dans quelques études internationales de biosurveillance et dans des études à petite échelle (tableau B-1 de l’annexe B). Dans les études de BSH antérieures, les précurseurs n’ont généralement pas été mesurés. Cela dit, l’augmentation du nombre d’analytes de SPFA a permis de surveiller un plus grand nombre de précurseurs (voir, par exemple, les études d’Ao et coll. [2022], d’Aro et coll. [2022] et de Borghese et coll. [2024]). Il a été noté que certains métabolites intermédiaires des précurseurs des APFC ou des APFS ont une toxicité plus élevée que les produits de dégradation finaux des APFC ou des APFS (Rand et coll. 2014; Rice et coll. 2020). Selon quelques études, certains métabolites intermédiaires des SPFA à chaîne courte, comme le FTCA 5:3, peuvent être biopersistants et bioaccumulables (Kabadi et coll. 2018, 2020; Rice et coll. 2024).

Dans les dernières années, des APFA à chaîne ultra courte (dont le TFA et le PFPeA) ont été détectés dans des échantillons humains de sang, de sang de cordon ombilical et d’urine (Duan et coll. 2020; Aro et coll. 2021; Jia et coll. 2023; Zheng et coll. 2023).

Il existe une incertitude quant au caractère complet et comparable des études de BSH en raison des différentes approches d’identification et de quantification des biomarqueurs (Perera et coll. 2024). L’optimisation des méthodes d’identification ou de quantification d’un éventail élargi de SPFA peut être compliquée par les diverses SPFA susceptibles d’être présentes et la variabilité de leurs propriétés. Les choix compris dans les approches peuvent causer des biais favorisant certains types de SPFA (par exemple, la plupart des procédures de préparation d’échantillons ont été conçues pour des SPFA anioniques et neutres particulières). Ces domaines d’incertitude s’appliquent aux approches analytiques visant des analytes de SPFA précis ainsi qu’aux approches non spécifiques (par exemple, le fluor organique total). La méthode la plus couramment utilisée pour l’identification et l’analyse quantitative des substances dans les échantillons biologiques est la chromatographie en phase liquide couplée à la spectrométrie de masse en tandem (CL SM/SM) [Perera et coll. 2024; Perovani et coll. 2024]. Par contre, les techniques fondées sur la chromatographie en phase liquide peuvent négliger les SPFA neutres et volatiles. Il peut être plus facile de détecter les SPFA volatiles en recourant à la chromatographie en phase gazeuse (Perera et coll. 2024). Par ailleurs, des méthodes visant à intégrer les SPFA à chaîne ultra courte aux méthodes existantes de mesure dans le plasma et le sérum humains sont actuellement explorées (Liang et Steimling 2024). Il a été noté que les techniques d’analyse élaborées pour le TFA et d’autres APFA à chaîne ultra courte présentent des avantages et des limites différentes pour ces substances, par rapport à d’autres SPFA de la catégorie (Björnsdotter et coll. 2020).

Des progrès ont été réalisés à l’aide d’approches fondées sur la CL SM/SM, en particulier l’allongement de la liste d’analytes (qui peut atteindre, par exemple, 60 analytes de SPFA). Cependant, les analytes supplémentaires n’apportent généralement que peu de contributions à l’ensemble des SPFA identifiées, de sorte que ces progrès n’ont pas modifié de manière substantielle la compréhension de la charge potentielle totale associée aux SPFA (Perera et coll. 2024). Quelques techniques permettent de combler l’écart entre les connaissances sur certaines SPFA actuellement visées par les études de biosurveillance et celles sur la plus grande proportion de SPFA qui peuvent être présentes (De Silva et coll. 2021). Ces techniques comprennent l’utilisation du bilan massique du fluor et des analyses du fluor total, du fluor organique extractible (FOE), des précurseurs oxydables totaux (POT) et de SPFA cibles (Cioni et coll. 2022). Dans l’analyse des POT, on suppose que les composés inconnus s’oxyderont en APFA, mais comme certains précurseurs ne se transforment pas complètement en APFA, l’analyse ne peut que fournir des estimations semi-quantitatives des précurseurs oxydables dans le sérum humain et sous-estime probablement la quantité de précurseurs (Cioni et coll. 2022; Perera et coll. 2024). L’analyse du FOE peut donner une estimation des produits chimiques fluorés organiques, mais ceux-ci peuvent comprendre des composés organofluorés qui ne sont pas des SPFA (Aro et coll. 2022). Le FOE a été employé en combinaison avec des analyses ciblées pour identifier les substances de la fraction de fluor organique inexpliquée, qui peuvent comprendre : des précurseurs ou des substances de remplacement des SPFA, des SPFA à chaîne ultra courte qui ne sont habituellement pas visées par les études de biosurveillance, des produits pharmaceutiques organofluorés (dont certains pourraient répondre à la définition des SPFA) et d’autres composés organofluorés (par exemple, des pesticides) qui pourraient aussi répondre à la définition des SPFA (Pennoyer et coll. 2023).

Les méthodes telles que l’analyse des POT et du FOE intégrant les APFA à chaîne ultra courte suscitent un intérêt croissant et sont de plus en plus utilisées, et il conviendrait de travailler à améliorer le rendement des méthodes existantes en ce qui concerne la récupération par extraction, la répétabilité et la reproductibilité. Björnsdotter et coll. (2020) ont noté que certains aspects des essais de détermination des POT peuvent compliquer la détermination quantitative des APFA à chaîne ultra courte. De plus, Perera et coll. (2024) mentionnent que des travaux supplémentaires sont nécessaires pour dépister d’autres SPFA méconnues et que de nouvelles approches analytiques sont nécessaires pour élargir l’éventail de substances chimiques prises en compte dans l’analyse des SPFA de manière à combler la lacune relative au FOE inconnu.

5.2.2 Matrices biologiques

Dans le passé, la plupart des études de biosurveillance ont mesuré les concentrations de SPFA dans le plasma sanguin (par exemple l’ECMS, l’Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l’environnement [MIREC]) ou dans le sérum (par exemple l’étude américaine National Health and Nutrition Examination Survey [NHANES], l’étude MIREC). On a constaté que les personnes exposées professionnellement à l’APFO et au SPFO ainsi que les personnes vivant à proximité d’une usine de fabrication d’APFO présentaient des concentrations plasmatiques ou sériques beaucoup plus élevées que la population générale, ce qui semble indiquer que le plasma et le sérum sont des matrices appropriées pour mesurer les biomarqueurs de l’exposition (ATSDR 2021). Dans certaines études de biosurveillance, les SPFA sont également mesurées dans le sang total (EFSA 2020; ATSDR 2021). Cette matrice offre l’avantage supplémentaire de représenter la totalité du liquide circulant (EFSA 2020). Certaines études ont montré que le sang total est la matrice la plus appropriée pour le PFOSA et le PFHxA (Poothong et coll. 2017; EFSA 2020). L’ATSDR (2021) a en outre indiqué que seul le PFHxA pénètre dans les composants cellulaires du sang, contrairement au PFHxS.

Pour la plupart des SPFA, le ratio sérum/plasma est censé être d’environ 1:1. Poothong et coll. (2017) ont indiqué que le ratio médian sérum/plasma pour certaines SPFA (APFO, PFNA, PFUnDA, PFHxS, SPFO, PFBS et diPAP 6:2) est compris entre 0,8 et 1,3. Cependant, pour d’autres SPFA, le ratio sérum/plasma était plus grand, comme dans le cas du PFTrDA (2,9) et du PFDS (2,5). De même, le ratio médian sérum (ou plasma)/sang total pour l’APFO, le PFNA, le PFUnDA, le PFHxS et le SPFO était d’environ 2 (Poothong et coll. 2017; EFSA 2020). Cependant, ce rapport variait pour le PFDA, le PFDoDA, le PFTrDA, le PFBS, le PFHpS et le PFDS, probablement en raison de différences de répartition dans les divers compartiments sanguins. En outre, ces substances sont généralement présentes en faible concentration dans l’organisme, ce qui entraîne des incertitudes sur les résultats d’analyse (EFSA 2020). Des approches moins invasives de biosurveillance du sang entier sont en cours d’élaboration, notamment des méthodes d’échantillonnage à distance permettant de quantifier les APFA dans des échantillons prélevés à l’aide de microcapteurs volumétriques absorbants (Carignan et coll. 2023).

Les SPFA sont également mesurées dans le lait maternel, mais leur concentration est sensiblement plus faible que dans le sérum, soit d’un à plusieurs ordres de grandeur inférieurs (EFSA 2020; ATSDR 2021).

Des SPFA individuelles peuvent aussi être mesurées dans d’autres matrices biologiques que l’on peut obtenir de façon moins invasive, comme le sang de cordon ombilical, le sperme, les cheveux et les ongles (Comito et coll. 2023; Di Giorgi et coll. 2024). Cependant, la manière d’interpréter ces résultats n’est pas encore bien définie (EFSA 2020; ATSDR 2021). Par ailleurs, l’analyse du FOE a aussi été réalisée sur des tissus comme le sérum de cordon et le placenta (Kaiser et coll. 2021).

Les SPFA à courte demi-vie biologique (comme le PFBA et le PFHxA) sont plus efficacement éliminées dans l’urine que les SPFA à longue chaîne ayant une demi-vie plus longue (Calafat et coll. 2019; ATSDR 2021). Calafat et coll. (2019) ont montré que, lorsque des données appariées sérum-urine sur 12 SPFA provenant de 2 273 participants à l’enquête américaine NHANES ont été analysées pour établir les concentrations sériques et urinaires, les SPFA étaient rarement détectées dans l’urine par rapport au sérum. À ce moment, les auteurs ont conclu que les résultats de cette étude n’étayaient pas la biosurveillance de l’urine comme matrice privilégiée pour mesurer les SPFA (y compris les SPFA à chaîne courte) dans la population générale. Des observations semblables ont été présentées par de nombreux auteurs qui ont examiné des échantillons appariés urine-sérum provenant d’autres régions, par exemple de la Corée du Sud et de la Chine (Zhang et coll. 2015; Kato et coll. 2018, cité dans EFSA 2020).

Malgré ces observations, Perera et coll. (2024) et Comito et coll. (2023) ont noté que l’urine pouvait être une matrice informative dans le contexte de la surveillance de l’exposition aux SPFA à chaîne courte des populations exposées de façon continue. Hartmann et coll. (2023) ont étudié la présence de 14 SPFA dans l’urine dans le cadre de l’enquête autrichienne de biosurveillance chez les enfants (2020). Ils ont noté que plus de 50 % des échantillons présentaient des concentrations supérieures au seuil de quantification pour 4 APFC (PFPeA, PFHxA, PFHpA et APFO), et que la concentration médiane la plus élevée était de 0,0044 µg/L de PFHxA. Aux fins d’une étude de Plassmann et coll. (2022), les chercheurs ont utilisé l’urine comme matrice pour examiner des SPFA, y compris des APFA à chaîne ultra courte. Ils ont détecté le TFA dans 40 % des échantillons, et d’autres APFA à des fréquences moins élevées. Ils ont conclu que l’urine pourrait ne pas être une matrice de biosurveillance efficace des SPFA à chaîne ultra courte, à tout le moins aux volumes qu’ils avaient employés (environ 2 mL). Ces renseignements laissent à penser que les données sur l’utilité de l’urine comme matrice biologique aux fins de l’évaluation de l’exposition aux SPFA sont équivoques et pourraient être influencées par la longueur de la chaîne des SPFA ou leur demi-vie biologique. Zheng et coll. (2023) ont obtenu des fréquences de détection supérieures à 50 % pour le PFPrA, le PFBA et le PFPeA, et laissent entendre que la détection fréquente de APFA à chaîne courte par rapport aux APFA à longue chaîne pouvait être attribuable à leur solubilité supérieure dans l’eau.

5.2.3 Demi‑vie biologique des SPFA

La toxicocinétique et les demi-vies d’élimination sont abordées plus en détail à la section 7.1. La présente section souligne qu’en général, les valeurs de demi-vie représentent la durée nécessaire pour que la moitié de la concentration initiale soit éliminée par le corps au moyen de l’excrétion (par exemple, dans l’urine ou les selles). Dans certains cas, la demi-vie repose sur la diminution des concentrations dans le sérum humain au fil du temps. Puisque les études se fondent sur diverses approches, les demi-vies ne sont pas nécessairement directement comparables. Les SPFA ayant une demi-vie variant de quelques années à quelques décennies (par exemple l’APFO, le PFNA, le PFHxS et le SPFO, d’après la diminution de la concentration des SPFA dans le sérum humain au fil du temps) conviennent bien aux enquêtes de biosurveillance à l’échelle de la population, comme l’ECMS, car les concentrations mesurées sont révélatrices des concentrations sériques ou plasmatiques à l’état d’équilibre à long terme. Contrairement à ces SPFA, certaines SPFA à chaîne courte, dont la demi-vie sérique ou plasmatique varie de quelques jours à quelques semaines, sont excrétées plus rapidement. Les demi-vies moyennes sont de l’ordre de quelques jours (par exemple 72 à 87 heures d’après la diminution dans le sérum humain) pour le PFBA (Chang et coll. 2008) et de quelques semaines (par exemple jusqu’à 49 jours d’après la diminution dans le sang total humain) pour le PFHxA (Russell et coll. 2013). De plus, les données disponibles indiquent que les humains sont moins efficaces que les espèces de rongeurs de laboratoire pour éliminer le PFHxA (ECHA 2024a). Ce constat est cohérent avec l’observation générale de différences dans les taux d’élimination des SPFA entre les espèces, les demi-vies les plus longues étant généralement observées chez les humains, et les plus courtes, chez les rongeurs (comme l’indique la section 7.1). La demi-vie d’élimination du TFA dans le sang a été établie à environ 34 heures chez le lapin (Dekant et Dekant 2023). Certaines de ces SPFA à chaîne courte sont moins souvent détectées dans les enquêtes de biosurveillance à l’échelle de la population que celles dont la demi-vie est plus longue, mais elles ont été décelées lors d’études de biosurveillance réalisées à plus petite échelle (souvent avec des seuils de détection plus faibles) [Poothong et coll. 2017; CA OEHHA 2020].

5.3 Valeurs guides de BSH existantes

Une valeur guide de BSH associée à un effet sur la santé constitue un outil important pour interpréter les données de BSH et peut servir de valeur de référence pour faciliter l’évaluation des données de biosurveillance de la population générale ou d’un sous-groupe de la population particulier. Les valeurs guides de BSH pour l’exposition de la population générale à 2 SPFA individuelles ont été publiées dans plusieurs rapports et articles de périodiques (notamment Borg et coll. 2013, ECHA 2015, EFSA 2018 et Commission allemande de biosurveillance humaine [Commission BSH] : Umwelt Bundesamt 2015, Hölzer et coll. 2021, Schümann et coll. 2021). Les principales valeurs guides de BSH relatives à l’exposition chronique, présentées dans la littérature scientifique et établies par des instances internationales, sont résumées dans le tableau 1 ci-dessous. Les valeurs guides de BSH, établies par différentes organisations, varient selon l’effet critique recherché, les facteurs d’incertitude choisis et la méthode de calcul.

Dans une évaluation réalisée en 2020, le Groupe scientifique sur les contaminants de la chaîne alimentaire de l’Agence européenne de sécurité des aliments (EFSA) a établi la dose hebdomadaire tolérable (DHT) en se basant sur la dose repère (BMDL₁₀) de 17,5 µg/L pour la somme de 4 SPFA fréquemment détectées (APFO, PFNA, PFHxS et SPFO) dans le sérum. Comme on sait que certaines SPFA restent longtemps dans l’organisme, l’EFSA (2020) a calculé une DHT plutôt qu’une dose journalière tolérable (DJT). L’étude essentielle retenue par l’EFSA pour le calcul de la DHT est basée sur la somme des 4 SPFA les plus abondantes, ce qui semble indiquer que cette approche prend en compte le risque d’exposition concomitante de la population générale aux SPFA à un moment donné.

La BMDL₁₀ utilisée par l’EFSA pour calculer sa DHT est basée sur la diminution de la réponse immunitaire (c’est-à-dire la diminution du titre d’anticorps contre la diphtérie) observée chez les enfants d’un an. L’EFSA a ensuite estimé, chez les mères, la concentration sérique qui entraînerait une concentration dans le lait maternel menant à une concentration sérique chez les nourrissons qui serait associée à une diminution de la réaction immunitaire. À l’aide d’un modèle pharmacocinétique fondé sur la physiologie (PBPK) et en supposant une période d’allaitement de 12 mois, on a transformé la BMDL₁₀ de 17,5 µg/L chez les nourrissons en une concentration sérique de 6,9 µg/L chez les mères âgées de 35 ans, ce qui correspond à une absorption de SPFA par voie orale de 0,63 ng/kg p.c./j (DHT de 4,4 ng/kg p.c./semaine) par les mères (EFSA 2020). Ainsi, ces concentrations sériques (c’est-à-dire 17,5 µg/L et 6,9 µg/L chez les nourrissons et les femmes en âge de procréer, respectivement), appelées « concentrations sériques de référence » dans le présent document, ont été utilisées comme base pour les valeurs de DHT de l’EFSA.

Les valeurs recommandées de l’EFSA (2020) sont liées à des incertitudes découlant, par exemple, de l’utilisation d’un modèle PBPK de l’APFO et du SPFO pour calculer l’absorption du mélange de SPFA par les mères qui entraînerait, chez les nourrissons d’un an, une concentration sérique produisant un effet, ou encore de l’hypothèse que les effets des 4 SPFA sur les paramètres immunitaires sont d’égale puissance. Les effets des mélanges de SPFA et les incertitudes liées à cette approche sont exposés en détail à la section 7.5.

La Commission BSH de l’Agence allemande de l’environnement (UBA) a établi des limites de biosurveillance humaine (BSH-I et BSH-II) pour l’APFO et le SPFO dans le sérum ou le plasma (Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021). Selon la Commission BSH allemande, la valeur de la BSH-I représente la concentration d’une substance dans une matrice corporelle à laquelle, et inférieure à laquelle, il ne devrait y avoir aucun effet nocif pour la santé, d’après l’évaluation actuelle de la Commission BSH, et par conséquent, ne nécessiterait aucune mesure de réduction de l’exposition (Hölzer et coll. 2021). La valeur de la BSH-II désigne la concentration dans le matériel biologique humain qui, lorsqu’elle est dépassée, peut conduire à une détérioration de la santé, jugée importante, chez les personnes exposées (Schümann et coll. 2021). Les valeurs de la BSH-I et de la BSH-II pour l’APFO et le SPFO sont principalement basées sur des études sur sujets humains tenant compte des effets suivants : toxicité pour le développement, réduction du poids à la naissance, réduction de la fertilité, affaiblissement du système immunitaire ou diminution de la formation d’anticorps, augmentation de la concentration de cholestérol et apparition du diabète de type II ou du diabète gestationnel (Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021).

L’ECHA (2015) a établi plusieurs valeurs différentes de dose dérivée sans effet interne (DNEL_interne) pour l’APFO à l’aide de données sur des animaux et des humains, et pour différents critères d’effet. Selon la section 1.0.1 de l’annexe 1 du document REACH (Registration, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemicals) de l’Union européenne, une DNEL correspond au « niveau d’exposition aux substances au-dessus duquel l’homme ne devrait pas être exposé » (ECHA 2012). Les DNEL_interne les plus faibles étaient basées sur le faible poids à la naissance dans une étude chez l’humain et une augmentation du cholestérol total et des lipoprotéines de faible densité (LDL) dans le sérum humain. Ces valeurs sont présentées dans le tableau 1.

Les valeurs de la BSH-I et de la BSH-II allemandes portent sur les principaux effets sur la santé (par exemple sur la grossesse, la fertilité, le poids à la naissance, la métabolisation des lipides, les effets sur le système immunitaire) observés dans un grand nombre d’études épidémiologiques et animales, notamment dans les 2 études épidémiologiques déterminantes (Fei et coll. 2009; Steenland et coll. 2009) qui constituent la référence pour les DNEL_internes de l’ECHA.

Des valeurs ont également été recommandées pour les travailleurs. L’ECHA (2015) a déterminé une DNEL_interne pour l’APFO chez les travailleurs, qui est présentée ci-dessous dans le tableau 1.

La fondation allemande de recherche, connue sous le nom de Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG), a également recommandé des valeurs sanitaires pour les travailleurs, qu’elle désigne par l’abréviation BAT (Biologischer Arbeitsstoff-Toleranz-Wert), pour l’APFO et le SPFO (DFG 2017, 2019, 2021). Les valeurs BAT établies pour l’APFO et le SPFO sont fondées sur les concentrations produisant un effet critique tirées d’études chez les animaux, car la DFG a jugé que les concentrations internes associées à des effets sur la santé ne pouvaient pas être déterminées d’après les études épidémiologiques actuelles (DFG 2017, 2019). Les valeurs BAT calculées pour l’APFO et le SPFO dans le sérum étaient respectivement de 5 000 µg/L et de 15 000 µg/L. La différence entre la BAT allemande et la DNEL_interne de l’ECHA pour l’APFO chez les travailleurs (ECHA, 2015) est due aux méthodes de calcul utilisées. La DNEL_interne de l’ECHA repose sur une concentration produisant un effet critique provenant d’une étude chez les humains et comprend un facteur d’incertitude pour tenir compte de la variabilité intra-individuelle, alors que la BAT allemande pour l’APFO est liée à une concentration produisant un effet critique établie à partir d’une étude de toxicité chez les animaux qui ne comprenait pas de facteur d’incertitude. Par conséquent, cette valeur de référence n’est pas utilisée ci-après dans la présente section.

Tableau 1. Valeurs guides de biosurveillance publiées pour les effets chroniques de l’APFO, du PFNA, du PFHxS et du SPFO sur la santé

Organisation (année)	SPFA	Paramètre critique	Dose critique (dans le sérum ou le plasma)	Valeur guide de BSH (µg/L)
EFSA (2020)	Somme de l’APFO, du PFNA, du PFHxS et du SPFO	Diminution du titre d’anticorps contre la diphtérie chez les nourrissons d’un an (Abraham et coll. 2020, cité dans EFSA 2020)	BMDL10 = 17,5 µg/L (concentration sérique chez les nourrissons), valeur utilisée par l’EFSA pour calculer la DHT	Concentration sérique de référence = 17,5 (enfants)a
EFSA (2020)	Somme de l’APFO, du PFNA, du PFHxS et du SPFO	Diminution du titre d’anticorps contre la diphtérie chez les nourrissons d’un an (Abraham et coll. 2020, cité dans EFSA 2020)	BMDL10 = 17,5 µg/L (concentration sérique chez les nourrissons), valeur utilisée par l’EFSA pour calculer la concentration sérique de référence chez les femmes en âge de procréer	Concentration sérique de référence = 6,9 (femmes en âge de procréer)a,b
Valeurs allemandes pour la BSH (Umwelt Bundesamt 2015; Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021)	SPFO	Basées sur le poids de la preuve à partir de données épidémiologiques et de données sur les animaux	1 à 15 µg/L plasma	BSH-I = 5
Valeurs allemandes pour la BSH (Umwelt Bundesamt 2015; Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021)	SPFO	Basées sur le poids de la preuve à partir de données épidémiologiques et de données sur les animaux	1 à 30 µg/L plasma	BSH-II = 10 (femmes en âge de procréer)
Valeurs allemandes pour la BSH (Umwelt Bundesamt 2015; Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021)	SPFO	Basées sur le poids de la preuve à partir de données épidémiologiques et de données sur les animaux	1 à 30 µg/L plasma	BSH-II = 20 (tous les autres sous-groupes de la population)
Valeurs allemandes pour la BSH (Umwelt Bundesamt 2015; Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021)	APFO	Basées sur le poids de la preuve à partir de données épidémiologiques et de données sur les animaux	1 à 10 µg/L plasma (pour la BSH-I)	BSH-I = 2
Valeurs allemandes pour la BSH (Umwelt Bundesamt 2015; Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021)	APFO	Basées sur le poids de la preuve à partir de données épidémiologiques et de données sur les animaux	3 à 10 µg/L plasma (pour la BSH-II)	BSH-II = 5 (femmes en âge de procréer)
Valeurs allemandes pour la BSH (Umwelt Bundesamt 2015; Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021)	APFO	Basées sur le poids de la preuve à partir de données épidémiologiques et de données sur les animaux	3 à 10 µg/L plasma	BSH-II = 10 (tous les autres sous-groupes de la population)
ECHA (2015)	Substances apparentées à l’APFO	Faible poids à la naissance dans une étude chez les humains (Fei et coll. 2009, cité dans ECHA 2015)	3,9 µg/L (concentration sérique)	DNELinterne = 0,7 (population générale)c
ECHA (2015)	Substances apparentées à l’APFO	Faible poids à la naissance dans une étude chez les humains (Fei et coll. 2009, cité dans ECHA 2015)	3,9 µg/L (concentration sérique)	DNELinterne = 1,3 (travailleurs)d
ECHA (2015)	Substances apparentées à l’APFO	Augmentation du cholestérol total et des LDL dans le sérum humain (Steenland et coll. 2009, cité dans ECHA 2015)	13,1 µg/L (concentration sérique)	DNELinterne = 2,2 (population générale)c
ECHA (2015)	Substances apparentées à l’APFO	Augmentation du cholestérol total et des LDL dans le sérum humain (Steenland et coll. 2009, cité dans ECHA 2015)	13,1 µg/L (concentration sérique)	DNELinterne = 4,4 (travailleurs)d

BMDL = limite inférieure de l’intervalle de confiance de la dose repère à 95 %; BSH-I et II = valeurs 1 et 2 des mesures allemandes de biosurveillance humaine; DMENO = dose minimale entraînant un effet nocif observé; DNEL_interne = dose dérivée sans effet (interne); DR = dose repère; DSENO = dose sans effet nocif observé.
^a [traduction] « Il n’est pas nécessaire d’appliquer des facteurs d’incertitude (FI) supplémentaires, car la BMDL₁₀, comme celle de nombreux produits chimiques immunotoxiques, est basée sur les nourrissons qui devraient constituer un sous-groupe de population sensible » (EFSA 2020).
^b Valeur obtenue à l’aide d’un modèle PBPK et selon la supposition que l’allaitement maternel dure 12 mois. L’EFSA a estimé que la BMDL₁₀ chez les nourrissons correspond à une absorption par la mère de 0,63 ng/kg p.c./j pour la somme des 4 SPFA. Cette absorption se traduirait par une concentration sérique chez la mère de 6,9 µg/L à l’âge de 35 ans (EFSA 2020).
^c Facteur d’incertitude (FI) = 6, pour tenir compte de la variabilité intra-individuelle.
^d Facteur d’incertitude (FI) = 3, pour tenir compte de la variabilité intra-individuelle.

5.4 Résumé des données de biosurveillance humaine sur les SPFA au Canada

5.4.1 SPFA mesurées dans le cadre d’études de biosurveillance canadiennes (ECMS, MIREC) et régionales

Au Canada, 9 SPFA ont été mesurées dans le cadre de l’ECMS. Réalisée depuis 2007, l’ECMS est une enquête nationale transversale dans le cadre de laquelle de nombreux produits chimiques présents dans l’environnement ou leurs métabolites sont mesurés dans le sang et l’urine de la population du Canada. Il s’agit d’une enquête menée par cycles de 2 ans et qui est représentative de la population générale du Canada. La population étudiée lors des cycles 1 et 2 de l’ECMS comprenait des personnes vivant dans les 10 provinces et les 3 territoires du Canada. Les cycles ultérieurs de l’ECMS ne comprenaient pas les territoires. La population cible de l’ECMS exclut les personnes vivant dans les réserves et dans d’autres communautés autochtones dans les provinces, les membres à temps plein des Forces canadiennes, les populations institutionnalisées et les habitants de certaines régions éloignées. Ensemble, ces personnes exclues représentent moins de 4 % de la population du Canada. En plus des données représentatives à l’échelle nationale sur les SPFA tirées de l’ECMS, des données canadiennes sur la biosurveillance des SPFA sont disponibles pour certaines populations non comprises dans l’ECMS, telles que les personnes vivant dans des réserves, dans certaines communautés (par exemple les communautés innues et anichinabées, les communautés du Nunavik) et dans les territoires (par exemple les communautés dénées de la région du Dehcho dans les Territoires du Nord-Ouest et la communauté Gwich’in du Yukon) [APN 2013; Caron-Beaudoin et coll. 2019, 2020; Aker et coll. 2021; Garcia-Barrios et coll. 2021]. Ces données sont présentées à la section suivante.

Il existe des données de biosurveillance sur les SPFA pour 4 cycles de l’ECMS entre 2007 et 2019 (SC 2023b). Le cycle 1 (2007 à 2009) comprenait l’APFO, le PFHxS et le SPFO. Les cycles 2 (2009 à 2011), 5 (2016 à 2017) et 6 (2018 à 2019) de l’ECMS ont mesuré 9 SPFA, soit le PFBA, le PFHxA, l’APFO, le PFNA, le PFDA, le PFUnDA, le PFBS, le PFHxS et le SPFO (tableau B-2 de l’annexe B). Le tableau B-3 de l’annexe B présente un résumé des concentrations plasmatiques des SPFA mesurées lors des cycles 1, 2, 5 et 6.

Les résultats de l’ECMS montrent une tendance à la baisse statistiquement significative (p < 0,001) de la concentration de l’APFO, du PFNA, du PFDA, du PFHxS et du SPFO dans la population du Canada âgée de 12 ou 20 ans à 79 ans (SC 2023a). Entre 2007 et 2019, la concentration plasmatique d’APFO et de SPFO a diminué de manière significative, de 52 % pour l’APFO et de 67 % pour le SPFO, d’après les valeurs moyennes géométriques trouvées dans les données de l’ECMS pour les personnes âgées de 20 à 79 ans. Malgré ces baisses, l’APFO et le SPFO restent détectables chez la quasi-totalité de la population. Le cycle le plus récent de l’ECMS (cycle 6) indique que l’APFO et le SPFO ont été détectés dans le plasma de plus de 99 % de la population âgée de 3 à 79 ans, à un seuil de détection (SD) de 0,066 µg/L pour l’APFO et de 0,43 µg/L pour le SPFO (tableau B-3 de l’annexe B). Dans la même ligne que les résultats obtenus dans le cadre d’autres enquêtes régionales et nationales de biosurveillance, les résultats du sixième cycle de l’ECMS pour la population générale au Canada âgée de 3 à 79 ans ont montré que, comparativement aux autres SPFA surveillées, le SPFO est présent dans le plasma en plus forte concentration (moyenne géométrique [MG] = 2,5 µg/L), suivi de l’APFO (MG = 1,2 µg/L) [tableau B-3 de l’annexe B]. Ces données montrent que malgré les mesures de gestion des risques mises en place au Canada depuis plusieurs années (par exemple, le SPFO est réglementé depuis 2008; l’APFO et les APFC à LC ont été ajoutés au Règlement sur certaines substances toxiques interdites en 2016), ces SPFA demeurent omniprésentes dans la population du Canada.

La comparaison des concentrations de PFHxS pour 4 cycles de l’ECMS a montré que la moyenne géométrique des concentrations plasmatiques a diminué de manière significative (de 64 %) entre 2007 et 2019 chez les personnes âgées de 20 à 79 ans au Canada (SC 2023a). Le PFHxS était toujours détecté dans plus de 99 % de la population âgée de 3 à 79 ans au cours du cycle 6, la moyenne géométrique signalée de la concentration plasmatique étant de 0,76 µg/L (SD = 0,063 µg/L).

D’autres tendances ont été observées au cours des 4 cycles de l’ECMS, notamment des concentrations plasmatiques d’APFO, de PFHxS et de SPFO plus élevées chez les hommes que chez les femmes et des concentrations de SPFA généralement plus élevées chez les adultes que chez les enfants dans la population canadienne (SC 2023a).

Le PFNA, le PFDA et le PFUnDA ont été surveillés dans les cycles 2, 5 et 6 de l’ECMS. Au cours du cycle 6, le PFNA a été détecté chez plus de 98 % (SD = 0,13 µg/L) de la population (3 à 79 ans). La moyenne géométrique de la concentration plasmatique de PFNA était de 0,44 µg/L, au quatrième rang des concentrations plasmatiques les plus élevées des SPFA mesurées chez les participants à l’ECMS, après le SPFO, l’APFO et le PFHxS (tableau B-3 de l’annexe B). Bien que le PFDA ait été détecté à une concentration plus faible (MG = 0,12 µg/L) dans le cycle 6, cette substance est encore très répandue, la fréquence de détection étant supérieure à 65 % (SD = 0,092 µg/L) chez les personnes âgées de 3 à 79 ans. Le PFUnDA était moins présent que l’APFO, le PFNA, le PFDA, le PFHxS et le SPFO (fréquence de détection de 36 % à un SD de 0,12 µg/L) au cours du cycle 6; par conséquent, une moyenne géométrique n’a pas été calculée (plus de 40 % des échantillons étaient inférieurs au SD). Entre 2009 et 2019, la concentration plasmatique du PFNA et du PFDA a diminué de 47 % et de 36 %, respectivement, d’après leur moyenne géométrique dans la population canadienne âgée de 12 à 79 ans. Cependant, à la différence de l’APFO, du PFHxS et du SPFO, la concentration plasmatique du PFNA et du PFDA était semblable chez les 2 sexes (SC 2023a).

Tout au long des cycles 2, 5 et 6 de l’ECMS, la fréquence de détection du PFBA, du PFHxA et du PFBS était généralement faible (par exemple, dans le cycle 6, les concentrations mesurées étaient de 5,4 % pour le PFBA, de 1,0 % pour le PFHxA et de 0,3 % pour le PFBS). Dans l’ECMS, lorsque la concentration de plus de 40 % des échantillons est inférieure au seuil de détection, les moyennes géométriques ne sont pas calculées, comme c’était le cas pour le PFBA, le PFHxA et le PFBS (tableau B-3 de l’annexe B). Le PFBA, le PFHxA et le PFBS ont une demi-vie biologique courte, ce qui peut être associé à une fréquence de détection plus faible pour ces SPFA. Cependant, d’autres études ayant utilisé des SD plus faibles ont montré qu’une proportion plus grande d’échantillons se trouvait au-dessus du SD. Par exemple, le PFBS a été mesuré à la fois dans le plasma et le sérum d’adultes dans une étude à petite échelle à Oslo, en Norvège; les pourcentages de concentrations supérieures au seuil de détection de la méthode (SDM) étaient de 100 % et de 51 %, respectivement, pour un SDM de 0,018 µg/L (plasma) et de 0,009 µg/L (sérum) [Poothong et coll. 2017]. D’après ces études, les seuils de détection dans le plasma et dans le sérum sont tous 2 inférieurs à 0,066 µg/L (qui est le SD pour le PFBS dans le cycle 6 de l’ECMS).

L’étude MIREC est une initiative de recherche menée au Canada qui s’axe sur les effets potentiels sur la santé des femmes enceintes et de leurs enfants causés par les produits chimiques présents dans l’environnement. De 2008 à 2011, les chercheurs ont recruté un grand nombre de femmes enceintes dans 10 lieux au Canada. Depuis, de nombreuses études de suivi ont été effectuées sur les femmes et les enfants participants. Borghese et coll. (2024) ont fait état des données canadiennes de biosurveillance des SPFA provenant d’une étude de suivi réalisée de 2018 à 2021 (MIREC 2024). Dans leur étude, ils ont analysé les échantillons de sérum de 289 femmes adultes participantes, un sous-groupe composé de participants de 8 des 10 sites originaux, à la recherche de 40 SPFA. La plupart de ces 40 SPFA n’étaient pas visées par les cycles précédents de l’ECMS, mais certaines avaient été examinées dans le cadre de l’enquête américaine NHANES. Les seuils de détection de l’étude de Borghese et coll. (2024) étaient en général beaucoup plus faibles que ceux de nombreuses études de biosurveillance antérieures, y compris l’ECMS. De ce fait, les chercheurs ont détecté un plus large éventail de SPFA, y compris quelques-unes qui n’avaient jamais été détectées auparavant chez des personnes vivant au Canada.

Des 40 SPFA analysées par Borghese et coll. (2024), 17 ont été détectées dans plus de 50 % des échantillons, parmi lesquelles 7 (APFO, PFNA, PFHxS, SPFO, N-EtFOSE, PFOSA, FTCA 7:3) ont été indiquées comme présentes en concentrations supérieures au seuil de détection dans plus de 97 % des échantillons. De plus, pour 10 des 17 SPFA (PFPeA, PFHpS, N-EtFOSE, N-MeFOSE, N-MeFOSAA, PFOSA, FTCA 7:3, FTS 4:2, FTS 6:2, PFMBA), cette étude est le premier rapport de mesure chez des personnes vivant au Canada. Les moyennes géométriques des concentrations sériques de ces SPFA faisant moins couramment l’objet de rapports (outre l’APFO, le PFNA, le PFDA, le PFHxS et le SPFO) étaient comprises entre 0,001 µg/L (PFMBA) et 0,064 µg/L (PFBA).

Parmi les autres résultats notables, mentionnons que des SPFA rarement détectées dans les études de biosurveillance ont été indiquées comme étant présentes dans des concentrations supérieures aux seuils de détection dans moins de 50 % des échantillons, notamment l’HFPO-DA, l’ADONA, le 9Cl-PF3ONS et des composés perfluoroéthers (NFDHA, PFMPA, PFMBA, PFEESA). Les auteurs ont noté que les concentrations de plusieurs de ces substances étaient inférieures aux seuils de déclaration d’études précédentes. L’HFPO-DA et l’ADONA ont rarement été détectés dans des populations en l’absence d’une source liée au travail, mais dans cette étude, ils ont été détectés dans 47 % et 16 % des participants, respectivement. Les auteurs ont indiqué un taux de détection de 15 % pour le 9Cl-PF3ONS. Ils ont également noté que les concentrations sériques au 95e centile des composés perfluoroéthers allaient de 0,002 µg/L (PFEESA et PFDoS) à 0,174 µg/L (PFTeDA).

Une série d’études portant sur la cohorte de l’étude Alberta Pregnancy Outcomes and Nutrition visaient l’examen de 25 APFA dans le plasma maternel (tiré d’échantillons de sang recueillis entre 2009 et 2012) au cours du deuxième trimestre de la grossesse des participantes (Reardon et coll. 2019, 2023; Soomro et coll. 2023, 2024). Des APFA bien étudiés, y compris l’APFO, le PFNA, le PFDA, le PFUnDA, le PFHxS et le SPFO, ont été largement détectés chez cette population, soit dans 89 à 100 % des échantillons. Cependant, les auteurs indiquent que les concentrations des substances PFBA, PFPeA, PFHxA (SDM allant de 0,02 à 0,04 ng/mL) et PFBS (SDM de 0,4 ng/mL) à plus courte chaîne étaient inférieures aux seuils de détection de la méthode. Ils notent aussi que le PFHpA était détectable dans 67 % des échantillons, mais que la moyenne géométrique était près du seuil de détection de la méthode (SDM = 0,02 ng/mL; MG = 0,04). Par ailleurs, bien que le PFDoA ait été détecté dans 56 % des échantillons, les substances PFDS, PFTeDA et PFTrDA à plus longue chaîne n’ont pas été détectées. Reardon et coll. (2023) ont également étudié 10 isomères ramifiés du SPFO et de l’APFO en plus des SPFA linéaires.

5.4.2 SPFA mesurées dans les communautés des Premières Nations (dans les réserves) et des Inuits et dans d’autres communautés autochtones ou nordiques

Il existe des données sur les concentrations de SPFA mesurées dans le plasma ou le sérum chez les membres des Premières Nations (dans les réserves), les Inuits et dans d’autres communautés autochtones ou nordiques du Canada (APN 2013; Caron-Beaudoin et coll. 2019, 2020; Aker et coll. 2021; Garcia-Barrios et coll. 2021). Lorsqu’on compare les résultats de ces études aux concentrations plasmatiques obtenues dans le cadre de l’ECMS pour des sous-groupes de la population semblables sur le plan de l’âge et du sexe au cours de périodes semblables (par exemple le cycle 5), on peut tirer des observations importantes sur certains APFS et APFC à longue chaîne.

Caron-Beaudoin et coll. (2020) ont examiné 9 SPFA (PFBA, PFHxA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFBS, PFHxS et SPFO) dans le sérum de femmes inuites enceintes (16 à 40 ans) vivant dans des communautés du Nunavik et participant au projet Nutaratsaliit Qanuingisiarningit Niqituinnanut (NQN) de grossesses en santé avec les aliments locaux (2016 et 2017). Les auteurs ont constaté que les concentrations sériques maternelles d’APFO, de PFHxS et de SPFO présentaient des tendances à la baisse statistiquement significatives (p < 0,0001) entre 2007 (APFO et PFHxS) ou 2004 (SPFO) et 2017, des tendances semblables à celles observées pour la population générale du Canada dans l’ECMS. Les concentrations d’APFO et de PFHxS étaient inférieures dans le projet NQN que dans le cycle 5 de l’ECMS.

Malgré ces tendances à la baisse, lorsqu’ils ont comparé les données du projet NQN aux moyennes géométriques des concentrations plasmatiques chez les femmes en âge de procréer (18 à 40 ans) issues du cycle 5 de l’ECMS (2016 et 2017), Caron-Beaudoin et coll. (2020) ont noté que la moyenne géométrique de la concentration sérique de certaines SPFA (PFNA, PFDA, PFUnDA et SPFO) était plus élevée chez les femmes inuites enceintes des communautés du Nunavik (figure 5 et tableau B-4 de l’annexe B). En effet, le PFNA, le PFDA et le SPFO chez les participantes à l’enquête NQN étaient respectivement 6,3, 3,3 et 1,8 fois plus élevés que chez les participantes de l’ECMS (Caron-Beaudoin et coll. 2020). De plus, le PFUnDA a été détecté dans tous les échantillons des femmes inuites enceintes du Nunavik (SD = 0,1 µg/L), alors qu’il avait été détecté à moins de 40 % dans le cycle 5 de l’ECMS (SD = 0,12 µg/L). En outre, les concentrations sériques maternelles de PFNA, de PFDA et de PFUnDA chez les femmes inuites enceintes du Nunavik ont augmenté de 19 %, de 13 % et de 21 %, respectivement, entre 2011-2012 et 2016-2017, tandis que les concentrations de PFNA et de PFDA dans la population générale (ECMS) ont diminué au cours d’une période semblable, soit de 2009 à 2019 (Caron-Beaudoin et coll. 2020; voir le tableau B-4 de l’annexe B). Aucune tendance n’a pu être établie pour le PFUnDA dans l’ECMS en raison du faible nombre d’échantillons dans lesquels cette substance a été détectée (la fréquence de détection était inférieure à 40 % pour les cycles 5 [2016 à 2017] et 6 [2018 à 2019] de l’ECMS; SC 2023b). Caron-Beaudoin et coll. (2020) ont noté que les concentrations de APFC à LC, en particulier celle du PFNA, chez les femmes inuites enceintes du Nunavik en 2016 et 2017 étaient parmi les plus élevées par rapport aux autres concentrations de PFNA récemment signalées dans la région circumpolaire (AMAP 2021). Il y a lieu de souligner que la comparaison des concentrations de SPFA dans le sérum ou le plasma de femmes enceintes avec celles chez des femmes non enceintes en âge de procréer peut présenter une incertitude liée aux différences de volumes plasmatiques (Aguree et Gernand 2019).

La figure 5 ci-dessous présente la MG des concentrations sériques ou plasmatiques de l’APFO, du PFNA, du PFDA, du PFUnDA, du PFHxS et du SPFO chez les femmes inuites enceintes (âgées de 16 à 40 ans) de l’étude NQN et chez les femmes en âge de procréer (18 à 40 ans) du cycle 5 de l’ECMS.

Aker et coll. (2021) ont publié les résultats de l’enquête sur la santé Qanuilirpitaa? 2017 portant sur les SPFA dans le plasma des adultes (18 ans ou plus, échantillons prélevés en 2017) dans les 14 communautés inuites du Nunavik. Ces résultats ont également été comparés aux valeurs de l’ECMS (18 à 79 ans) du cycle 5 et sont présentés à la figure 5. Ces données indiquent une concentration accrue de PFNA (7 fois), de PFDA (3 fois) et de SPFO (1,5 fois) chez les adultes échantillonnés au Nunavik, ainsi qu’une variabilité de la concentration de certaines SPFA parmi les sous-groupes de la population du Canada. La figure ci-dessous décrit les données relatives aux 6 SPFA mesurées dans les 2 enquêtes ou études et ne rend pas compte de toutes les SPFA auxquelles les personnes peuvent être exposées. Pour ce groupe de population, les auteurs de l’étude ont déterminé que les aliments prélevés dans la nature (chassés ou récoltés) étaient une source d’exposition à certains APFA. Toutefois, d’autres travaux sont prévus afin d’examiner les SPFA dans d’autres milieux (par exemple, l’eau potable) au Nunavik (Aker et coll. 2024).

Figure 5. Comparaison des moyennes géométriques des concentrations plasmatiques ou sériques de 6 SPFA (APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFHxS, SPFO) chez des femmes (18 à 40 ans) au cycle 5 de l’ECMS (2016 à 2017) et des femmes inuites enceintes (16 à 40 ans) du Nunavik (2016 à 2017), et comparaison des moyennes géométriques des concentrations plasmatiques ou sériques de ces 6 SPFA chez des adultes (18 à 79 ans) au cycle 5 de l’ECMS (2016 à 2017) et des adultes (18 à 80 ans) du Nunavik (2017). * L’ECMS n’indique pas les MG si plus de 40 % des échantillons sont inférieurs au SD, ce qui explique pourquoi aucune concentration du PFUnDA n’est indiquée pour la population examinée par l’ECMS (Caron-Beaudoin et coll. 2020; Aker et coll. 2021; SC 2023b).

D’autres communautés nordiques ont également présenté des concentrations élevées de PFNA par rapport aux concentrations mesurées dans l’ECMS (d’après les comparaisons de groupes d’âge et de périodes semblables). Garcia-Barrios et coll. (2021) ont signalé la présence de SPFA dans le sérum ou le plasma d’habitants de plusieurs communautés nordiques, en particulier à Old Crow (Yukon) et dans 6 nations de la région du Dehcho dans les Territoires du Nord-Ouest. La concentration moyenne de PFNA chez les adultes était 1,8 fois plus élevée dans une communauté Gwich’in et 2,8 fois plus élevée dans une communauté de la région du Dehcho, comparativement à la concentration plasmatique de PFNA chez les adultes couverts par le cycle 5 de l’ECMS (2016-2017). Ces résultats sont présentés dans le tableau B-5.

Les résultats de l’Initiative de biosurveillance des Premières Nations (IBPN) réalisée en 2011 indiquent que les concentrations d’APFO, de PFHxS et de SPFO étaient plus élevées chez les adultes (20 à 79 ans) du cycle 2 de l’ECMS (de 2009 à 2011) que les concentrations plasmatiques mesurées dans la population des Premières Nations vivant dans les réserves (âgées de 20 ans ou plus) [APN 2013; SC 2023a].

Il existe également des études qui ont analysé les SPFA chez les jeunes et les enfants autochtones. O’Brien et coll. (2012) ont prélevé des échantillons de sang chez de jeunes enfants inuits (âge moyen de 2,1 ans) fréquentant des centres de la petite enfance du Nunavik de 2006 à 2008 pour consigner les avantages d’un programme de nutrition et ont détecté l’APFO, le PFHxS et le SPFO dans 100 %, 50 % et 100 % des échantillons, respectivement (SD de 0,3 µg/L). Dans une étude ultérieure menée en 2015 et portant sur de jeunes autochtones âgés de 3 à 19 ans vivant dans 4 communautés des Premières Nations au Québec, la concentration sérique de PFNA chez les participants anichinabés était de 7 à 21 fois plus élevée que la concentration plasmatique de PFNA pour les mêmes groupes d’âge (3 à 5 ans, 6 à 11 ans et 12 à 19 ans) dans le cadre du cycle 5 de l’ECMS (2016 à 2017) [Caron-Beaudoin et coll. 2019; Lemire et coll. 2019; Dubeau et coll. 2022]. Ces résultats sont illustrés à la figure 6 et sont également résumés dans le tableau B-5 de l’annexe B.

Figure 6. Moyenne géométrique (les moustaches correspondent au 95e centile) des concentrations de PFNA dans le plasma ou le sérum d’enfants de différents groupes d’âge (3 à 5 ans, 6 à 11 ans et 12 à 19 ans) au cycle 5 de l’ECMS (2016 à 2017) [SC 2023b] ainsi que d’enfants et de jeunes anichinabés (2015) [Caron-Beaudoin et coll. 2019; Lemire et coll. 2019; Dubeau et coll. 2022].

5.4.3 SPFA mesurées dans le sang de cordon ombilical et le lait maternel

L’APFO, le PFHxS et le SPFO ont été mesurés dans le plasma et le plasma du sang de cordon ombilical d’environ 2 000 femmes enceintes de 10 villes canadiennes entre 2008 et 2011 dans le cadre de l’étude MIREC (Fisher et coll. 2016). Dans le plasma maternel, les résultats étaient assez semblables à ceux du cycle 1 (2007 à 2009) et du cycle 2 (2009 à 2011) de l’ECMS chez les femmes (âgées de 20 à 39 ans), comme le signale Santé Canada (2023a). On a également trouvé de l’APFO, du PFHxS et du SPFO dans le plasma de cordon ombilical. La présence de SPFA dans le sang de cordon ombilical semble indiquer que les enfants sont exposés aux SPFA in utero.

Peu d’études canadiennes ont examiné les SPFA dans le lait maternel. Cependant, une étude de Kubwabo et coll. (2013) a porté sur l’amélioration des méthodes de détection pour mesurer un grand éventail de SPFA dans le lait maternel. Dans cette étude, 5 APFC, 2 APFS et 8 diPAP (diesters de polyfluoroalkylphosphate) ont été analysés dans 13 échantillons de lait maternel prélevés entre 2003 et 2004 auprès d’une population étudiée à Kingston, en Ontario. Parmi les APFC et les APFS analysés, seul l’APFO a été détecté dans 85 % des échantillons (SD = 0,24 µg/L). Seuls 4 diPAP étaient quantifiables dans 3 à 8 des 13 échantillons. Kubwabo et coll. (2013) ont conclu que les diPAP sont présents dans le lait maternel. En outre, ces auteurs ont souligné que les faibles concentrations détectées ou la variabilité de la détection des SPFA dans le lait maternel peuvent être dues à plusieurs facteurs, notamment le manque de normalisation des méthodes utilisées pour la mesure des SPFA dans le lait, la complexité de la matrice et la forte liaison des SPFA à la fraction protéique dans le sang humain. Par ailleurs, 13 SPFA ont été analysées dans les échantillons de lait maternel provenant de 553 à 664 femmes canadiennes ayant participé à l’étude MIREC. Bien que certaines SPFA (PFHpA, PFDA, PFUnDA, PFDoDA, PFTeDA, PFHpS et PFDS) n’ont pas été détectées dans ces échantillons, le SPFO et l’APFO (isomères linéaires et ramifiés) y ont été fréquemment détectés (87,7 à 99,5 %) et apportaient la plus grande contribution à la concentration globale de SPFA. Le PFNA et le PFHxS ont été moins fréquemment détectés (61,0 et 62,5 %, respectivement), tandis que le PFHxA et le PFBS ont été peu détectés (0,7 et 0,9 %, respectivement) (Rawn et coll. 2022b). Les résultats de ces études montrent que les nourrissons au Canada peuvent être exposés à de multiples SPFA par la consommation de lait maternel.

5.5 Résumé des données de biosurveillance humaine des SPFA obtenues dans le monde

5.5.1 SPFA mesurées dans le sérum, le plasma, le sang total ou l’urine

De nombreuses études, d’étendue et d’objectif variables, portent sur la biosurveillance humaine des SPFA dans divers sous-groupes de la population dans le monde. Certaines études sont à l’échelle nationale, d’autres à l’échelle régionale ou plus petite, tandis que d’autres encore portent sur des cohortes de naissance (études portant sur des enfants ou des nourrissons nés au cours d’une même période). Dans le cadre de l’enquête américaine NHANES, un éventail de SPFA sont mesurées depuis 1999 à 2000, et jusqu’à 21 SPFA (y compris des isomères de l’APFO et du SPFO) sont examinées. Parmi les mises en garde associées à la comparaison de ces résultats, mentionnons la variabilité des années d’échantillonnage et des matrices (plasma ou sérum, par exemple), ainsi que les différences méthodologiques. En outre, les enquêtes nationales telles que l’ECMS et l’enquête américaine NHANES sont pondérées pour fournir des fréquences de détection à l’échelle de la population, alors que les études de moindre envergure déclarent simplement le pourcentage d’échantillons au-dessus du seuil de détection ou de quantification. Les résultats de plusieurs études de biosurveillance des SPFA portant sur diverses régions géographiques (telles que les États-Unis, la France, la Suède, la Corée du Sud, l’Allemagne, la Norvège, le Danemark [Groenland, Îles Féroé] et le Japon) montrent qu’à tout moment, plusieurs SPFA sont présentes de façon constante dans de nombreuses régions (tableau B-1, annexe B). Le tableau B-1 de l’annexe B présente les résultats pour jusqu’à 24 SPFA qui ont été incluses dans les analyses menées pour diverses études de biosurveillance.

L’APFO, le PFNA, le PFHxS et le SPFO étaient les SPFA les plus souvent détectées, avec un pourcentage de détection dans les échantillons ou de fréquence de détection au niveau de la population allant généralement de 90 % à 100 %. Après ces 4 substances, les SPFA les plus souvent détectées dans ces études étaient le PFDA et le PFUnDA. Le PFBA, le PFHxA, le PFHpA, le PFDoDA, le PFTrDA, le PFHpS, le PFDS et le PFOSA sont généralement peu détectés dans les enquêtes nationales. Cependant, on a signalé dans au moins 2 études que chacune de ces substances a été détectée dans plus de 50 % des échantillons.

D’autres données de biosurveillance nationale montrent des tendances semblables à celles des données de biosurveillance nationale canadienne au fil du temps, c’est-à-dire une diminution des concentrations des APFC et des APFS à longue chaîne les plus couramment étudiés. Par exemple, l’enquête NHANES a révélé des tendances à la baisse de l’APFO, du PFNA, du PFDA, du PFHxS et du SPFO de 1999 à 2018 (Sonneberg et coll. 2023). De plus, les données de biosurveillance humaine australienne montrent également une diminution du SPFO, de l’APFO et du PFHxS entre 2003-2004 et 2017-2018; pour le PFNA, une augmentation a été enregistrée, avant une diminution (Taucare et coll. 2024).

Il a été signalé que certains APFC et APFS à chaîne courte avaient une demi-vie d’élimination plus courte que les SPFA-LC (ECHA 2023c). Cependant, on note que ces SPFA sont détectées dans quelques études à petite échelle, ce qui, dans certains cas, peut être attribuable à des facteurs tels qu’une sensibilité accrue de la méthode d’analyse. D’autres facteurs peuvent contribuer à la variabilité de la fréquence de détection entre les études, notamment les caractéristiques de la cohorte (telles que les préférences alimentaires ou le recours à des remèdes traditionnels) [CA OEHHA 2020]. D’autres SPFA ont été mesurées au cours d’études de biosurveillance particulière à divers endroits dans le monde (souvent aux sites de contamination par les SPFA). Comme l’indique la section 1.1.1 du présent rapport, le PFO4DA et le PFO5DA ont été détectés dans des échantillons de sérum de personnes adultes dans une région près d’une installation de fabrication de composés fluorés (Kotlarz et coll. 2020, 2024).

Dans les études de biosurveillance portant sur le sérum, le plasma ou le sang total, les SPFA quantifiées les plus abondantes sont l’APFO, le PFNA, le SPFO et le PFHxS, tout comme dans les données canadiennes. Aro et coll. (2021) ont examiné le sang total et noté que les APFA à longue chaîne (y compris le PFHxS) représentaient 98 % de la somme de 63 SPFA, tandis que les APFA à chaîne courte (ainsi que les autres analytes de SPFA) ne contribuaient que peu à cette somme. Dans des études de BSH visant le sérum, des résultats semblables ont été notés (c’est-à-dire que l’APFO, le PFNA, le SPFO et le PFHxS sont les plus abondants des SPFA quantifiées) [voir, par exemple, Duffek et coll. 2020; Borghese et coll. 2024].

La présence de APFA à chaîne ultra courte (par exemple le TFA et le PFPrA) dans le sang total a fait l’objet d’un rapport qualitatif (en raison d’un manque d’étalons internes convenables); Aro et coll. (2021) ont détecté le TFA et le PFPrA dans 62 % et 22 % des échantillons, respectivement. Par ailleurs, Duan et coll. (2020) ont noté la présence de TFA en des concentrations supérieures aux seuils de détection de la méthode dans la plupart des échantillons de sérum prélevés chez des adultes en Chine en 2017, malgré quelques limites analytiques dans leur article (par exemple, le seuil de quantification n’est pas indiqué et le PFBA sert d’étalon interne). Lors d’une étude réalisée aux États-Unis, on a constaté que le TFA était le APFA le plus abondant dans les échantillons de sérum humain, représentant 57 % de la concentration totale de APFA. On a établi une corrélation significative entre la concentration mesurée et la présence de TFA dans la poussière domestique et l’eau potable (Zheng et coll. 2023). Comme l’indique la section 5.2.1, il subsiste plusieurs défis en ce qui concerne les techniques d’analyse élaborées pour le TFA et d’autres APFA à chaîne ultra courte (Björnsdotter et coll. 2020).

Plusieurs études réalisées dans le monde ont examiné l’exposition des enfants, des nourrissons et des fœtus aux SPFA (voir, par exemple, Rappazzo et coll. 2017; Dassuncao et coll. 2018; Mamsen et coll. 2019; Li J. et coll. 2020a). Rappazzo et coll. (2017) ont effectué une revue systématique de la documentation scientifique sur l’exposition aux SPFA et ses effets sur la santé des enfants. Les études recensées avaient été principalement menées aux États-Unis, à Taïwan, au Royaume-Uni, au Danemark et en Norvège. Il s’agissait principalement d’études de cohortes ou d’études transversales, et les SPFA étaient principalement mesurées dans le sérum. Au Danemark et en Suède, Mamsen et coll. (2019) ont mesuré la concentration de 6 SPFA (APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFHxS, SPFO) dans le sérum maternel et les organes embryonnaires et fœtaux humains provenant de grossesses au premier, au deuxième et au troisième trimestre. Les auteurs ont constaté qu’en général, les concentrations de SPFA dans les tissus embryonnaires ou fœtaux étaient inférieures à celles trouvées dans le sérum maternel, mais semblables à celles mesurées dans le placenta, ce qui semble indiquer que les fœtus humains étaient intrinsèquement exposés à un mélange de SPFA tout au long de leur développement dans le ventre de leur mère et que les SPFA se déposaient dans les tissus embryonnaires et fœtaux. Li J. et coll. (2020a) ont détecté 16 des 32 SPFA analysées dans 50 à 100 % des échantillons de sérum maternel et de sérum de cordon ombilical chez les participantes à l’étude d’une cohorte de naissance de Maoming (Chine) entre 2015 et 2018 et ont constaté non seulement le transfert transplacentaire des SPFA, mais également des différences de transfert entre les enfants nés prématurément et ceux nés à terme.

Hartmann et coll. (2023) ont examiné 14 SPFA dans l’urine (une seule miction) de 85 enfants d’Autriche âgés de 8 à 10 ans. Ils en ont détecté 9, les taux de détection étant les plus élevés (60 à 100 %) pour le PFHxA, l’APFO, le PFHpA, le PFPeA, le SPFO et le PFNA, et la concentration médiane la plus élevée étant celle du PFHxA (0,04 µg/L).

Le nombre relativement petit de SPFA surveillées suscite des préoccupations à l’effet que l’exposition humaine pourrait être sous-estimée. Des études ont tenté de lever cette incertitude. Plusieurs études de biosurveillance ayant pour but d’améliorer la compréhension des SPFA non identifiées se sont axées sur des analyses du fluor total, incluant le fluor organique extractible, les précurseurs oxydables totaux ou des analyses plus ciblées.

Des résultats variables ont été tirés d’examens des tendances du fluor total au fil du temps. Cioni et coll. (2023) n’ont trouvé aucun écart significatif entre les concentrations de fluor total dans le sérum mis en commun entre 1986 et 2015, tandis que Miaz et coll. (2020) ont noté des tendances à la baisse du fluor total dans le sérum mis en commun entre 1996 et 2017.

Au moyen d’approches fondées sur le bilan massique du fluor, des études ont montré que les SPFA ciblées n’étaient responsables que d’une partie du FOE détecté dans le sérum. Diverses tendances temporelles ont été indiquées pour les SPFA inconnues. Miaz et coll. (2020) avancent que les échantillons récents comprennent une plus grande proportion de FOE d’origine inconnue que les échantillons plus anciens, en se fondant sur la diminution de la contribution des SPFA ciblées au fil du temps et sur l’absence de tendance pour le FOE. Cioni et coll. (2023) ont trouvé des concentrations variables de FOE de source inconnue en examinant 3 périodes (1986, 2007 et 2015), mais formulé la proposition que les précurseurs comprenant plus de 4 atomes de carbone perfluorés contribuaient de façon mineure au FOE. Dans une étude subséquente, Cioni et coll. (2024) ont établi que la portion de FOE inconnue s’expliquait largement par 3 produits pharmaceutiques fluorés (2 SPFA et 1 substance non SPFA) et leurs métabolites. Ils ont indiqué que l’analyse de APFA cibles pourrait suffire pour décrire l’exposition humaine aux SPFA comptant plus de 3 atomes de carbone perfluorés. Ils ont également noté que les produits pharmaceutiques contenant du CF₃ devraient produire du TFA après l’oxydation au cours d’une analyse des précurseurs oxydables totaux, mais qu’ils n’en avaient pas observé. De ce fait, cette analyse ne permet peut-être pas de cerner la contribution de certaines substances contenant du CF₃. Les auteurs suggèrent qu’une étude attentive des précurseurs des SPFA contenant du CF₃ est nécessaire.

Pennoyer et coll. (2023) ont également examiné la contribution des produits pharmaceutiques au FOE dans le sérum de 20 adultes aux États-Unis en appliquant une approche fondée sur le bilan massique du fluor. Ils ont établi que la majorité du FOE identifié dans le sérum provenait du SPFO, du PFHxS et de l’APFO, bien que leur analyse portait sur 44 analytes de SPFA, et indiqué que ces 3 SPFA (SPFO, PFHxS et APFO) étaient à l’origine de 14 à 85 % du FOE dans le sérum. Ils ont constaté que même si les produits pharmaceutiques organofluorés (dont certains sont des SPFA) contribuaient au FOE du sérum, une quantité substantielle de FOE restait inexpliquée. Enfin, ils ont noté qu’il était possible que le FOE soit sous-estimé en raison des techniques d’extraction.

Le FOE et des SPFA cibles ont été mesurés dans des échantillons de sérum maternel, de tissu placentaire et de sérum de cordon mis en commun en Autriche. Les concentrations de FOE d’origine inconnue étaient plus élevées dans le tissu placentaire que dans le sérum maternel et de cordon (Kaiser et coll. 2021).

5.5.2 Concentrations de SPFA mesurées dans le lait maternel

Plusieurs études internationales ont examiné les SPFA dans le lait maternel par le biais de l’analyse d’échantillons prélevés aux États-Unis, en France, au Japon, en Chine, en Suède, en Espagne, en Corée, en Autriche et en Afrique du Sud (Tao et coll. 2008; Fujii et coll. 2012; Cariou et coll. 2015; Kang et coll. 2016; Lorenzo et coll. 2016; Zheng et coll. 2021, 2022; Macheka et coll. 2022; Hartmann et coll. 2024). De plus, un article de synthèse publié en 2023 portait sur 4 SPFA (APFO, PFNA, PFHxS et SPFO) dans des échantillons de lait maternel prélevés en Europe, en Asie, en Afrique et en Amérique du Nord (LaKind et coll. 2023). En 2019, Zheng et coll. (2021) ont recruté 50 femmes résidant à Seattle (États-Unis) pour une étude portant sur 39 SPFA, dont 12 (PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFDoDA, PFTrDA, PFHxS, PFHpS, SPFO et PFNS) ont été détectées à une fréquence variant de 58 à 100 %. L’APFO et le SPFO ont été trouvés dans 86 % et 100 % des échantillons et étaient les SPFA les plus abondantes (concentration médiane de 0,014 et 0,03 µg/L, respectivement). Zheng et coll. (2021) ont noté que comparativement aux concentrations mesurées dans le lait maternel dans une étude précédente réalisée aux États-Unis (Tao et coll. 2008), la concentration d’APFO et de SPFO dans le lait maternel semble avoir diminué depuis 1996. L’équipe de Zheng (2021) a également comparé ses résultats avec les données actuellement disponibles sur les SPFA à chaîne courte dans le lait maternel et a montré que le nombre d’échantillons dans lesquels la concentration était supérieure aux seuils de détection (normalisé en fonction du seuil de détection maximal déterminé pour chaque SPFA séparément dans les études prises en compte dans l’analyse) des SPFA à chaîne courte (C₄ à C₇) a augmenté depuis le début des années 2000, doublant tous les 4,1 ans pour toutes les SPFA C₄ à C₇ analysées dans l’étude.

Les fréquences de détection et les plages de concentrations des SPFA étudiées variaient considérablement d’une étude à l’autre. Il est possible que les différences de sensibilité des méthodes d’analyse (par exemple les seuils de détection ou de quantification) soient un facteur de la variabilité de ces résultats.

Dans l’ensemble, les données des diverses études semblent indiquer que les nourrissons peuvent être exposés à au moins une dizaine de SPFA par l’ingestion de lait maternel.

5.6 Données de BSH en milieu professionnel : pompiers

Il a été déterminé que certains métiers, notamment celui de pompier, pourraient entraîner une exposition aux SPFA (Christensen et Calkins 2023; Lucas et coll. 2023). L’exposition des pompiers aux SPFA présente un intérêt particulier, car des SPFA entrent dans la composition de certains types de mousses extinctrices. Des SPFA ont également été utilisées à escient dans les vêtements de protection des pompiers, détectées dans ces vêtements ou libérées de ceux-ci, et peuvent être libérées par la combustion de produits qui ont été traités au moyen de SPFA ou qui en contiennent (ITRC 2020b; Peaslee et coll. 2020; Muensterman et coll. 2022; Graber et coll. 2021; Aranda-Rodriguez et coll. 2024; NIST 2024).

On ne dispose pas d’études canadiennes de biosurveillance ayant mesuré la concentration des SPFA chez les pompiers. Cependant, dans la documentation scientifique, 13 études ayant examiné la concentration sérique de diverses SPFA chez les pompiers ont été recensées. 10 de ces études ont été réalisées aux États-Unis (Jin et coll. 2011; Shaw et coll. 2013; Dobraca et coll. 2015; Khalil et coll. 2020; Leary et coll. 2020; Trowbridge et coll. 2020; Goodrich et coll. 2021a; Graber et coll. 2021; Barton et coll. 2022; Burgess et coll. 2022), 2 en Australie (Rotander et coll. 2015; Nilsson et coll. 2022a) et une en Finlande (Laitinen et coll. 2014). Toutes ces études ont eu lieu entre 2005 et 2019. Si 13 études ont été prises en compte, l’une d’elles, celle de Burgess et coll. (2022), comprenait 5 ensembles de données distincts sur les concentrations sériques de SPFA (4 portant sur des pompiers et 1 portant sur des pompières) obtenues de 4 services d’incendie municipaux. L’examen portait donc en tout sur 17 ensembles de données distincts sur les SPFA dans le sérum de pompiers et pompières.

Les études visaient divers groupes de SPFA distinctes, dont la longueur de chaîne de carbone perfluoré variait de 3 (pour le PFBA) à 13 atomes de carbone (pour le PFTeDA). Cependant, l’APFO, le PFNA, le PFHxS et le SPFO ont été examinés dans les 13 études. Certains APFC et APFS à chaîne courte (comme le PFBA, le PFPeA et le PFHpS) n’ont été détectés dans aucun des échantillons de sérum prélevés chez les pompiers (Shaw et coll. 2013; Dobraca et coll. 2015; Rotander et coll. 2015; Khalil et coll. 2020; Barton et coll. 2022). Bien que le PFBS n’ait été détecté que dans une seule des études, il y a été dans 73 % des échantillons (Trowbridge et coll. 2020). Le PFHxA et le PFHpA ont été détectés plus fréquemment dans l’ensemble des études, le pourcentage d’échantillons dépassant le seuil de détection variant de 50 à 92 % (Shaw et coll. 2013; Dobraca et coll. 2015; Rotander et coll. 2015; Trowbridge et coll. 2020).

Les concentrations sériques de SPFA dans ces études réalisées chez les pompiers ont été comparées aux concentrations observées dans la population générale. Les rapports obtenus par comparaison de 6 des SPFA les plus souvent détectées chez les pompiers et dans la population générale sont présentés à la figure 7. Dans les 10 études menées chez les pompiers aux États-Unis, les concentrations sériques de ces travailleurs ont été comparées aux concentrations sériques de l’étude américaine NHANES (représentant la population générale des États-Unis). Dans les 3 études qui n’ont pas été réalisées aux États-Unis (soit en Australie et en Finlande), les concentrations sériques chez les pompiers ont été comparées aux concentrations plasmatiques pertinentes de SPFA provenant de l’ECMS (c’est-à-dire de la population du Canada). Ces concentrations ont été comparées dans des conditions semblables, c’est-à-dire années semblables de prélèvement de sérum ou de plasma, groupes d’âge semblables (par exemple de 20 à 60 ans) et proportion semblable des sexes. Bien qu’une comparaison statistiquement rigoureuse n’ait pu être faite pour qu’on puisse comparer les données des pompiers et celles de la population générale, on a comparé les moyennes géométriques des concentrations de chaque étude à la limite supérieure de l’intervalle de confiance (IC) de la moyenne géométrique pour la population générale. Pour chacune des 6 SPFA, les rapports (MG des concentrations sériques chez les pompiers/limite supérieure de l’IC de la MG dans la population générale) ont été calculés pour chaque étude, et le rapport moyen propre à chaque SPFA a été calculé. Les rapports moyens pour chaque SPFA sont présentés à la figure 7. L’APFO, le PFDA, le PFHxS et le SPFO présentaient des rapports moyens supérieurs à 1,1, ce qui semble indiquer qu’en moyenne, dans les 13 études, les moyennes géométriques des concentrations de ces SPFA dans le sérum des pompiers étaient plus élevées que les moyennes géométriques des concentrations de ces SPFA dans la population générale (d’après des paramètres d’échantillonnage semblables sur le plan de l’année de prélèvement, du groupe d’âge et de la proportion des sexes). Le PFHxS présentait le rapport le plus élevé, ce qui indique une grande différence entre la concentration sérique de cette SPFA en particulier chez les pompiers et celle mesurée dans la population générale.

Figure 7. Moyenne des rapports de la moyenne géométrique (ou de la limite inférieure de l’IC de la MG) des concentrations sériques chez les pompiers sur la limite supérieure de l’IC de la moyenne géométrique des concentrations sériques (ou plasmatiques) dans la population générale, calculée à partir de 13 études représentant 17 ensembles de données (chaque rapport a été calculé par comparaison de paramètres semblables [période, proportion des sexes, groupes d’âge] entre la population étudiée et les valeurs de biosurveillance de la population générale). Le tableau D-1 présente des renseignements sur la moyenne géométrique (IC) des valeurs sériques chez les pompiers, la moyenne géométrique (IC) des sous-groupes de référence et les rapports pour chacune des 6 SPFA.

5.7 Interprétation des données de BSH

5.7.1 Population canadienne générale et communautés autochtones

Dans la présente section, les valeurs de biosurveillance de divers sous-groupes de la population au Canada ont été comparées à la valeur de référence de l’EFSA pour la somme de 4 SPFA (APFO, PFNA, PFHxS et SPFO) et aux valeurs de la BSH-I et de la BSH-II pour l’APFO et le SPFO, qui sont présentées dans le tableau 1 de la section 5.3.

La population canadienne est probablement exposée de façon concomitante à plusieurs SPFA, en raison de l’utilisation répandue de ces substances dans des produits et de leur présence dans l’environnement. En outre, les gens peuvent être exposés de façon concomitante à plusieurs SPFA en raison de la longue demi-vie biologique de certaines SPFA chez les humains et de leurs utilisations passées. La concentration de SPFA concomitantes indéfinies dans le sérum ou le plasma de la population générale n’est pas connue. Selon les données de l’ECMS sur les SPFA (SC 2023b), les concentrations plasmatiques les plus élevées dans la population canadienne parmi les SPFA mesurées ont été signalées pour le SPFO, l’APFO, le PFHxS et le PFNA (tableau B-3 de l’annexe B). De plus, comme indiqué précédemment, l’ECMS montre une tendance à la baisse statistiquement significative (p < 0,001) de la concentration d’APFO, de PFNA, de PFDA, de PFHxS et de SPFO dans la population âgée de 12 ou 20 ans à 79 ans au Canada (SC 2023a).

Comme nous l’avons mentionné ci-dessus, l’EFSA (2020) a établi les concentrations sériques de référence à 6,9 µg/L chez les femmes en âge de procréer et à 17,5 µg/L chez les nourrissons (voir le tableau 1) pour l’exposition totale à 4 SPFA (soit l’APFO, le PFNA, le PFHxS et le SPFO). Dans la figure 8, la concentration sérique de référence de l’EFSA chez les femmes en âge de procréer a été comparée, sur des diagrammes de quartiles, aux valeurs du 25e au 75e centile pour la somme des concentrations de 4 SPFA (APFO, PFNA, PFHxS et SPFO) dans 6 sous-groupes de la population, c’est-à-dire le cycle 6 de l’ECMS (toute la population, âgée de 3 à 79 ans), le cycle 6 de l’ECMS (femmes en âge de procréer, de 18 à 40 ans), les femmes enceintes du Nunavik, les adultes des communautés dénées de la région du Dehcho (dans les T.N.-O.), les adultes d’une communauté Gwich’in du Yukon et les adultes du Nunavik (Caron-Beaudoin et coll. 2020; Aker et coll. 2021; Garcia-Barrios et coll. 2021; communication personnelle, courriels de la Division des études démographiques, Santé Canada [SC], adressés au Bureau de l’évaluation du risque des substances existantes, SC, 4 mai 2022 et 5 mai 2022; sans référence). Voir le tableau C-1 de l’annexe C pour plus de détails.

Figure 8. Diagrammes de quartiles montrant la comparaison de la valeur de référence de 6,9 µg/L établie par l’EFSA aux valeurs du 25e au 75e centile, ainsi que les moyennes géométriques (lignes) et le 95e centile (moustaches) pour la somme des concentrations de 4 SPFA (µg/L) dans 6 sous-groupes de la population : population totale du cycle 6 de l’ECMS (3 à 79 ans; SC 2023b), femmes du cycle 6 de l’ECMS (18 à 40 ans; communication personnelle, Division des études démographiques, SC, 2022; sans référence), femmes enceintes du Nunavik (16 à 40 ans; Caron-Beaudoin et coll. 2020), adultes vivant dans la région du Dehcho, dans les Territoires du Nord-Ouest (20 à 79 ans), adultes d’une communauté Gwich’in du Yukon (20 à 79 ans; Garcia-Barrios et coll. 2021) et adultes inuits (18 ans ou plus) de 14 communautés du Nunavik (Aker et coll. 2021).

La moyenne géométrique de la somme des concentrations pour l’APFO, le PFNA, le PFHxS et le SPFO dans le sérum de femmes inuites enceintes du Nunavik (6,8 µg/L dans le sérum) était très proche de la concentration de référence de l’EFSA (6,9 µg/L), ce qui indique qu’environ 50 % de la population échantillonnée était au-dessus de la valeur de référence. Chez les adultes du Nunavik, près de 75 % de la population échantillonnée présentait une concentration supérieure à la valeur de référence de l’EFSA. Dans les autres sous-groupes de la population, une partie de la population échantillonnée (environ 35 % ou moins) se situait au-dessus de la valeur de référence.

En ce qui concerne le SPFO et l’APFO, les valeurs de la BSH-I et de la BSH-II de la Commission allemande de biosurveillance humaine ont également été comparées aux données de biosurveillance de la population canadienne.

Dans les figures 9 et 10, les valeurs de la BSH-I et de la BSH-II pour le SPFO et l’APFO sont présentées par rapport à des diagrammes de quartiles illustrant la concentration de l’APFO et du SPFO, du 25e au 75e centile, dans 6 sous-groupes de la population, à savoir : le cycle 6 de l’ECMS (toute la population, personnes âgées de 3 à 79 ans); les femmes enceintes du Nunavik; les adultes autochtones dans les réserves dans l’ensemble du Canada (personnes âgées de 20 ans ou plus); les adultes autochtones (personnes âgées de 20 à 79 ans) des communautés dénées de la région du Dehcho, dans les Territoires du Nord-Ouest; les adultes (20 à 79 ans) des Premières Nations d’une communauté Gwich’in du Yukon; et les adultes inuits de 14 communautés du Nunavik (APN, 2013; Caron-Beaudoin et coll. 2020; Aker et coll. 2021; Garcia-Barrios et coll. 2021; communication personnelle, courriels de la Division des études démographiques, SC, au Bureau de l’évaluation du risque des substances existantes, SC, mai 2022; sans référence). Comme nous l’avons mentionné précédemment, les données de l’ECMS représentent l’exposition à l’APFO et au SPFO dans la population générale du Canada. Les figures 9 et 10 illustrent les résultats d’études à plus petite échelle menées chez certains sous-groupes de la population qui n’étaient pas représentés dans l’ECMS.

Figure 9. Diagramme de quartiles illustrant la concentration d’APFO (µg/L) du 25e au 75e centile (y compris la moyenne géométrique [lignes] et la concentration au 95e centile [moustaches]) dans 6 sous-groupes de la population : population totale du cycle 6 de l’ECMS (3 à 79 ans; SC 2023b; communication personnelle, courriels de la Division des études démographiques, SC, adressés au Bureau de l’évaluation du risque des substances existantes, SC, mai 2022; sans référence), femmes enceintes du Nunavik (16 à 40 ans; Caron-Beaudoin et coll. 2020); Autochtones dans les réserves de différentes régions du Canada (20 ans ou plus; IBPN; APN 2013), adultes de la région du Dehcho, dans les Territoires du Nord-Ouest (20 à 79 ans), adultes d’une communauté Gwich’in du Yukon (20 à 79 ans; Garcia-Barrios et coll. 2021) et adultes inuits (18 ans ou plus) de 14 communautés du Nunavik (Aker et coll. 2021), par rapport aux valeurs de la BSH-I, de la BSH-II (femmes en âge de procréer) et de la BSH-II (autres sous-groupes de la population) pour l’APFO (Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021) [données du tableau C-2 de l’annexe C].

Selon la figure 9, les moyennes géométriques des concentrations d’APFO dans les 6 sous-groupes (APN 2013; Caron-Beaudoin et coll. 2020; Aker et coll. 2021; Garcia-Barrios et coll. 2021; SC 2023b) étaient inférieures aux valeurs de la BSH-I et de la BSH-II. La concentration d’APFO au 95e centile dans tous les sous-groupes de la population évalués, à l’exception des femmes enceintes du Nunavik et de la communauté Gwich’in du Yukon, dépassait la valeur de la BSH-I, mais était inférieure à la valeur de la BSH-II (femmes en âge de procréer).

Figure 10. Diagrammes de quartiles illustrant la concentration de SPFO (µg/L) du 25e au 75e centile (y compris la moyenne géométrique [lignes] et la concentration au 95e centile [moustaches]) dans 6 sous-groupes de la population : population totale du cycle 6 de l’ECMS (3 à 79 ans; SC 2023b; communication personnelle, courriels de la Division des études démographiques, SC, adressés au Bureau de l’évaluation du risque des substances existantes, SC, mai 2022; sans référence), femmes enceintes du Nunavik (16 à 40 ans; Caron-Beaudoin et coll. 2020); Autochtones dans les réserves de différentes régions du Canada (20 ans ou plus; APN 2013), adultes de la région du Dehcho, dans les Territoires du Nord-Ouest (20 à 79 ans), adultes d’une communauté Gwich’in du Yukon (20 à 79 ans; Garcia-Barrios et coll. 2021) et adultes inuits (18 ans ou plus) de 14 communautés du Nunavik (Aker et coll. 2021), par rapport aux valeurs de la BSH-I, de la BSH-II (femmes en âge de procréer) et de la BSH-II (autres sous-groupes de la population) pour le SPFO (Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021) [données du tableau C-2 de l’annexe C].

Bien que la moyenne géométrique des concentrations de SPFO dans tous les sous-groupes de la population était inférieure à celle de la BSH-I, la concentration dans certaines parties de chacun de ces sous-groupes de la population était supérieure à cette valeur. Dans la figure 10, on constate ce qui suit : 1) les valeurs au 75e centile de 3 groupes, soit les femmes enceintes du Nunavik, les adultes autochtones dans les réserves (échantillonnés en 2011) et les adultes du Nunavik, sont supérieures à la valeur de la BSH-I; 2) certains membres de ces 3 sous-groupes présentaient une concentration supérieure à la valeur de la BSH-II (femmes en âge de procréer); 3) la concentration au 95e centile chez les adultes du Nunavik était supérieure à la valeur de la BSH-II (sous-groupes de la population autres que les femmes en âge de procréer; 20 µg/L); et 4) la concentration de SPFO au 95e centile pour le groupe de l’ECMS et dans le plasma des membres des Premières Nations des communautés dénées de la région du Dehcho dans les Territoires du Nord-Ouest se situe entre les valeurs de la BSH-I et de la BSH-II.

Selon la Commission allemande de biosurveillance humaine, si les concentrations mesurées dépassent la valeur de la BSH-I, les causes de l’augmentation doivent être étudiées et les sources d’exposition doivent être réduites ou éliminées dans la mesure du possible (Hölzer et coll. 2021), alors que le dépassement des valeurs de la BSH-II nécessite une attention immédiate, comme l’indique cette Commission (Umwelt Bundesamt 2015; Schümann et coll. 2021).

Bref, bien que la moyenne géométrique des concentrations de SPFO et d’APFO dans la population générale du Canada et dans les sous-groupes de la population autochtone des communautés nordiques et des communautés situées au sud du 60e parallèle soit généralement inférieure aux limites recommandées de la BSH-I, et que ces substances fassent l’objet de mesures de gestion des risques, la moyenne géométrique des concentrations de SPFO chez les adultes du Nunavik est supérieure à la valeur de la BSH-I (5,1 µg/L par rapport à 5 µg/L, respectivement). De même, les concentrations d’APFO et de SPFO au 95e centile dans la plupart des sous-groupes de la population sont généralement supérieures à la valeur de la BSH-I. Chez les femmes enceintes du Nunavik, la concentration sérique de SPFO au 95e centile dépasse la valeur de la BSH-II pour les femmes en âge de procréer. La moyenne géométrique des sommes des concentrations de 4 SPFA chez les femmes inuites enceintes du Nunavik était légèrement inférieure à la concentration sérique de référence de l’EFSA (2020), ce qui indique qu’une partie de la population est au-dessus de cette concentration de référence. La concentration au 95e centile de la somme des concentrations des 4 SPFA dépassait la concentration de référence dans le sérum établie par l’EFSA (2020).

5.7.2 Pompiers

Comme il est indiqué à la section 5.6, il n’existe aucune étude canadienne de biosurveillance des concentrations de SPFA chez les pompiers. Les moyennes géométriques (ou les médianes) des concentrations d’APFO et de SPFO recensées dans 13 études réalisées à l’étranger chez les pompiers (voir la section 5.6; Jin et coll. 2011; Shaw et coll. 2013; Dobraca et coll. 2015; Rotander et coll. 2015; Goodrich et coll. 2021a; Graber et coll. 2021; Barton et coll. 2022; Burgess et coll. 2022; Khalil et coll. 2020; Laitinen et coll. 2014; Leary et coll. 2020; Nilsson et coll. 2022a; Trowbridge et coll. 2020) ont été comparées aux valeurs de la BSH-II pour l’APFO et le SPFO (figures 11 et 12). Comme il est mentionné à la section 5.6, une étude a examiné 5 ensembles de données distincts, portant à 17 le nombre total d’ensembles analysés.

La valeur de la BSH-II n’a pas été établie pour l’interprétation de données de biosurveillance en milieu professionnel. Cependant, nous avons jugé que parmi les concentrations de référence publiées, il s’agissait de la valeur convenant le mieux pour la comparaison avec l’exposition des pompiers à l’APFO et au SPFO. La concentration établie par la BSH-II est la concentration, mesurée dans du matériel biologique humain, au-dessus de laquelle il y a un risque accru d’effets nocifs sur la santé et des mesures immédiates de réduction de l’exposition, assorties de conseils biomédicaux, s’imposent.

Figure 11. Moyennes géométriques (ou médianes) des concentrations d’APFO dans le sérum de pompiers (échantillons prélevés entre 2005 et 2019) d’après 17 ensembles de données provenant de 13 études (données du tableau D-1 de l’annexe D), par rapport aux valeurs de la BSH-I et de la BSH-II pour l’APFO. Valeur 1 = Barton et coll. 2022; valeurs 2, 3, 4, 5 et 6 = Burgess et coll. 2022 (casernes A [hommes], A [femmes], B [hommes], C [hommes] et D [hommes], respectivement); valeur 7 = Dobraca et coll. 2015; valeur 8 = Goodrich et coll. 2021a; valeur 9 = Graber et coll. 2021; valeur 10 = Jin et coll. 2011; valeur 11 = Khalil et coll. 2020; valeur 12 = Laitenen et coll. 2014; valeur 13 = Leary et coll. 2020; valeur 14 = Nilsson et coll. 2022a; valeur 15 = Rotander et coll. 2015; valeur 16 = Shaw et coll. 2013; valeur 17 = Trowbridge et coll. 2020 (les valeurs 6 et 17 se rapportent à des femmes et doivent être comparées à la valeur de la BSH-II [5 µg/L, femmes en âge de procréer]).

Figure 12. Moyennes géométriques (ou médianes) des concentrations de SPFO dans le sérum de pompiers (échantillons prélevés entre 2005 et 2019) d’après 17 ensembles de données provenant de 13 études (données du tableau D-1 de l’annexe D), par rapport aux valeurs de la BSH-I et de la BSH-II pour le SPFO. Valeur 1 = Barton et coll. 2022; valeurs 2, 3, 4, 5 et 6 = Burgess et coll. 2022 (casernes A [hommes], A [femmes], B [hommes], C [hommes] et D [hommes], respectivement); valeur 7 = Dobraca et coll. 2015; valeur 8 = Goodrich et coll. 2021a; valeur 9 = Graber et coll. 2021; valeur 10 = Jin et coll. 2011; valeur 11 = Khalil et coll. 2020; valeur 12 = Laitenen et coll. 2014; valeur 13 = Leary et coll. 2020; valeur 14 = Nilsson et coll. 2022a; valeur 15 = Rotander et coll. 2015; valeur 16 = Shaw et coll. 2013; valeur 17 = Trowbridge et coll. 2020 (la valeur 11 se rapporte à des femmes et doit être comparée à la valeur de la BSH-II pour les femmes en âge de procréer).

Dans l’ensemble, 3 études indiquaient une moyenne géométrique supérieure aux valeurs de la BSH-II (population générale) pour l’APFO ou le SPFO, soit une étude sur l’APFO (Jin et coll. 2011) et 2 études sur le SPFO (Jin et coll. 2011; Rotander et coll. 2015). Jin et coll. (2011) ont prélevé des échantillons en 2005 et en 2006 dans le cadre d’un projet entrepris après la contamination de l’eau potable à proximité d’une usine DuPont en Virginie-Occidentale. La concentration de fond de SPFA pourrait donc être accrue dans ce sous-groupe de population étudié. En 2013, Rotander et coll. (2015) ont prélevé des échantillons chez des pompiers travaillant dans des installations de formation en Australie où l’on utilisait de la mousse AFFF. Il convient de noter que Trowbridge et coll. (2020) et Burgess et coll. (2022) [valeur 3 des figures 11 et 12] ont examiné séparément les pompiers de sexe féminin, ce qui souligne l’importance de prendre en considération les valeurs de l’APFO et du SPFO de la BSH-II pour les femmes en âge de procréer.

Comme de nombreuses études ont fait état de moyennes géométriques de concentrations de l’APFO et du SPFO supérieures aux valeurs de la BSH-I, la présente analyse semble indiquer que l’exposition à l’APFO et au SPFO chez les pompiers est plus élevée que dans la population générale et est supérieure aux valeurs de référence. Comme les données de biosurveillance des pompiers ne sont pas propres au contexte canadien, elles peuvent présenter des limites (par exemple, certaines études ont eu lieu plusieurs années avant l’imposition de restrictions concernant certaines SPFA). Cependant, les pompiers d’Amérique du Nord (et peut-être aussi ceux d’Europe et d’Australie) peuvent être exposés à des SPFA semblables en raison de leur travail avec des mousses AFFF contenant des SPFA. Cela signifie probablement que l’exposition des pompiers aux SPFA est assez semblable d’un pays à l’autre. Par conséquent, même si elles sont limitées, les études citées peuvent être applicables à la situation qui prévaut au Canada.

6. Écotoxicité

La présente section donne un aperçu de la documentation scientifique disponible sur la bioaccumulation et la bioamplification des SPFA, ainsi que sur la toxicité chez les invertébrés (dont les invertébrés aquatiques et terrestres), les vertébrés (dont les poissons, les oiseaux, les mammifères, les amphibiens et les reptiles) et les végétaux (dont les plantes aquatiques et terrestres). Lorsqu’il y en a, des données sur le mode ou le mécanisme d’action et sur les effets multigénérationnels chez les espèces sont présentées dans la section traitant des effets sur l’environnement. La présente section n’est pas une revue exhaustive de la documentation scientifique actuelle et ne comporte pas d’examen critique de chaque étude. La plupart des études trouvées dans la documentation scientifique portent sur les APFA (plus précisément le SPFO et l’APFO) et sur les organismes aquatiques (c’est-à-dire les poissons et les invertébrés aquatiques). Il y a peu d’études sur les autres groupes de SPFA (tels que les perfluoropolyéthers, les polymères fluorés à chaîne latérale) et les espèces terrestres (c’est-à-dire la faune terrestre comprenant les invertébrés, les amphibiens, les reptiles, les oiseaux et les mammifères sauvages). Un examen plus approfondi des effets toxicologiques associés aux SPFA a été présenté par Ankley et coll. (2021), qui ont compilé des données sur l’écotoxicité des SPFA dans différentes espèces d’après les études trouvées dans la documentation scientifique. Le cas échéant, d’autres études sont présentées pour compléter et/ou étayer les renseignements.

6.1 Bioaccumulation

L’utilisation du paramètre logK_oe pour prédire le potentiel de bioaccumulation repose sur la supposition que les interactions hydrophobes et lipophiles sont les principaux mécanismes régissant le partage (EC 2006). Cependant, cette supposition n’est pas facilement applicable à de nombreuses SPFA (par exemple pour les APFA), en raison de leurs propriétés s’apparentant à celles des agents tensioactifs. Comme différentes parties de leur structure chimique confèrent généralement aux SPFA des propriétés combinées d’oléophobicité, d’hydrophobicité et d’hydrophilicité, le logK_oe n’est pas considéré comme une mesure appropriée du potentiel de bioaccumulation. La combinaison d’une chaîne alkyle fluorée hydrophobe associée à un groupement fonctionnel polaire dans une substance APFA ressemble à la structure d’un acide gras, qui facilite les interactions hydrophobes et ioniques avec les protéines (Bischel et coll. 2010). Il est important de noter que plutôt que de s’accumuler dans les lipides, certaines de ces substances se lient de préférence aux protéines et se retrouvent donc dans les tissus riches en protéines comme le foie et le sang.

Au Canada, les critères réglementaires concernant le potentiel de bioaccumulation, énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE (Canada 2000), sont remplis lorsque le facteur de bioaccumulation (FBA) ou le facteur de bioconcentration (FBC) est égal ou supérieur à 5 000 ou si le logK_oe est égal ou supérieur à 5. Cependant, puisque ces critères seuils ont été établis d’après l’expérience accumulée avec des substances organiques neutres et non métabolisées et que de nombreuses SPFA se lient en général de préférence aux protéines, on ne peut appliquer les critères réglementaires basés sur une faible valeur du logK_oe à cette catégorie de substances (EC, SC 2012). Les données sur le FBA et le FBC ne constituent qu’un élément dans l’ensemble de la preuve visant à établir le potentiel de bioaccumulation d’une substance dans les organismes. Même si les critères réglementaires ne sont pas remplis, une substance peut être considérée comme présentant un potentiel de bioaccumulation.

Burkhard (2021) a effectué une recherche dans la documentation scientifique afin de trouver des études sur la bioaccumulation des SPFA dans les espèces aquatiques. Dans son article, cet auteur a compilé les données sur 22 classes taxinomiques afin de déterminer les valeurs médianes de FBA et de FBC et d’évaluer l’existence de telles données dans la documentation scientifique. Un résumé des FBC et des FBA relevés pour les poissons est présenté dans le tableau 2. Il convient toutefois de noter que les données empiriques sur les FBC et les FBA ne peuvent pas être utilisées seules pour déterminer de manière fiable le potentiel de bioaccumulation pour les SPFA, car les résultats obtenus pour les organismes modèles généralement étudiés (c’est-à-dire les poissons, les daphnies et les algues) peuvent sous-estimer le potentiel de bioaccumulation (ECCC 2023). En outre, les données relatives au FBC et au FBA recensées dans la littérature scientifique sont également limitées. En règle générale, on dispose de passablement de données sur les APFA dans les espèces aquatiques, alors qu’elles sont limitées ou inexistantes pour d’autres SPFA telles que les fluorotélomères. Par ailleurs, il semble également y avoir peu de données sur les APFA à chaîne alkyle très courte (C < 5, notamment le TFA) ou très longue (C > 12) [Burkhard 2021]. Récemment, en se fondant sur les données expérimentales rassemblées par Burkhard (2021), Kowalska et coll. (2024) ont conçu un modèle quantitatif prédictif basé sur la relation entre la structure et les propriétés pour déterminer les FBC, et l’ont utilisé pour prévoir les valeurs de FBC de 2 209 SPFA. L’analyse in silico a indiqué qu’environ 47,3 % des substances avaient des valeurs de FBC inférieures à 2 000, 9,4 %, des valeurs de FBC comprises entre 2 000 et 5 000, et 43,3 %, des valeurs de FBC supérieures à 5 000.

Tableau 2. Valeurs médianes de certains facteurs de bioconcentration et facteurs de bioaccumulation chez les poissons (d’après Burkhard 2021)

Groupe de SPFA	Nom chimique	FBC médian pour l’organisme entier (L/kg p.h.)	FBA médian pour l’organisme entier (L/kg p.h.)
APFC	PFBA	15,1 (n = 2)	144,5 (n = 6)
APFC	PFPeA	0,9 (n = 1)	55,0 (n = 5)
APFC	PFHxA	9,5 (n = 3)	25,1 (n = 11)
APFC	PFHpA	18,2 (n = 1)	63,1 (n = 10)
APFC	APFO	24,0 (n = 14)	144,5 (n = 48)
APFC	PFNA	602,6 (n = 6)	631,0 (n = 41)
APFC	PFDA	6 166,0 (n = 3)	2 818,4 (n = 43)
APFC	PFUnDA	3 715,4 (n = 5)	2 951,2 (n = 21)
APFC	PFDoDA	4 365,2 (n = 8)	151,4 (n = 1)
APFC	PFTrDA	21 877,6 (n = 2)	N.D.
APFC	PFTeDA	25 118,9 (n = 4)	N.D.
APFC	PFHxDA	4 786,3 (n = 2)	N.D.
APFC	PFOcDA	371,5 (n = 2)	N.D.
APFS	PFBS	11,5 (n = 7)	100,0 (n = 5)
APFS	PFHxS	117,5 (n = 6)	199,5 (n = 25)
APFS	SPFO	1 023,3 (n = 21)	3 311,3 (n = 81)
PFECA	F‐53B	707,9 (n = 6)	21 379,6 (n = 5)
FASA et leurs dérivés	FOSA	N.D.	5 011,9 (n = 12)
Substances à base de FT	FTSA 4:2	N.D.	13 803,8 (n = 1)
Substances à base de FT	FTSA 6:2	34,7 (n = 3)	N.D.
Substances à base de FT	FTSA 8:2	N.D.	72 443,6 (n = 2)
PFPiA	PFPiA C6/C6	131 825,7 (n = 2)	N.D.
PFPiA	PFPiA C6/C8	22 908 676,5 (n = 2)	N.D.
PFPiA	PFPiA C8/C8	199 526 231,5 (n = 2)	N.D.
PFPiA	PFPiA C6/C10	331 131 121,5 (n = 2)	N.D.
PFPiA	PFPiA C8/C10	616 595,0 (n = 2)	N.D.
PFPiA	PFPiA C6/C12	1 995 262,3 (n = 2)	N.D.

Abréviations : FT = fluorotélomères; N.D. = non disponible; p.h. = poids humide.

La longueur de la chaîne et les groupes fonctionnels présents dans les SPFA semblent déterminer le degré de bioaccumulation dans les animaux. Des études ont montré que les sulfonates (c’est-à-dire les APFS) et les SPFA à chaîne perfluoroalkyle longue (c’est-à-dire C ≥ 9) s’accumulent généralement davantage dans les organismes à respiration aquatique (par exemple les poissons et les invertébrés aquatiques) que les carboxylates (c’est-à-dire les APFC) et les substances à chaîne plus courte (C < 9) [Martin et coll. 2003; Dai et coll. 2013]. En outre, d’après les études sur le terrain publiées et compilées dans le Document de référence : Rapport sur l’état de la science écologique des APFC à chaîne courte, APFS à chaîne courte et APFS à longue chaîne (ECCC 2023), les organismes aérobies (comme les mammifères terrestres, les mammifères marins, les oiseaux) sont plus susceptibles d’accumuler certaines SPFA que les organismes à respiration aquatique. Les valeurs de FBC et de FBA des SPFA ioniques (c’est-à-dire les APFA) chez les poissons sont relativement faibles, probablement en raison de la nature polaire et non volatile de ces substances. Les APFA ont généralement une solubilité élevée dans l’eau, ce qui peut mener à leur élimination plus rapide dans la phase aqueuse par les échanges branchiaux chez les poissons. Cependant, la concentration découlant de la bioaccumulation des APFA peut être plus élevée dans les organismes aérobies, car le potentiel de bioaccumulation de ces substances est principalement déterminé par leur faible volatilité (c’est-à-dire que la respiration n’est pas un mécanisme viable de perte) et leur polarité facilite la liaison aux protéines dans le corps. Cette affirmation correspond également aux résultats de Khan et coll. (2023), obtenus par l’examen de 143 publications parues entre 2000 et 2020 sur l’accumulation des APFA dans les milieux marins. Il convient de noter que ces tendances ne signifient pas que le potentiel de bioaccumulation est nul pour certaines SPFA et dans certains organismes aquatiques, mais plutôt que la bioaccumulation pourrait se produire dans une moindre mesure.

Yun et coll. (2023) ont étudié la bioaccumulation de 14 SPFA dans 3 macro-invertébrés benthiques d’eau douce : le ver (Lumbriculus variegatus), la moule (Elliptio complanata) et l’escargot (Physella acuta). Parmi ces espèces, les vers présentaient le FBA et le facteur d’accumulation biote-sédiments (FABS) les plus élevés, en raison peut-être de leur capacité à respirer par la peau reposant sur un système de vaisseaux sanguins dorsaux mieux développé. De plus, parmi les SPFA dosées chez toutes les espèces, c’est pour le FTSA 8:2 que les chercheurs ont obtenu les valeurs de FABS les plus élevées. Dans une autre étude menée sur le fleuve Saint-Laurent à proximité d’une grande région métropolitaine du Québec, au Canada, on a constaté que le FBA de certaines SPFA était élevé chez diverses espèces de poissons et d’invertébrés (Munoz et coll. 2022b). Les substances en question comprenaient des APFC à longue chaîne (PFDA : 4 169 à 69 599; PFUnDA : 20 544 à 225 861; PFTrDA : 9 096 à 180 905), le PFDS (1 110 à 45 020) et le FOSA (2 156 à 14 667) [Munoz et coll. 2022b]. D’après les données, des SPFA nouvellement surveillées seraient modérément bioaccumulables : FBSA (FBA de 145 à 1 612) et PFECHS (FBA de 33 à 1 438).

On peut également observer une bioamplification dans la chaîne alimentaire, les prédateurs supérieurs présentant souvent les concentrations les plus élevées de SPFA. Ce phénomène est particulièrement préoccupant lorsque les concentrations atteignent des seuils pouvant provoquer des effets nocifs chez les organismes. Dans l’Arctique canadien, Kelly et coll. (2009) ont constaté un degré élevé de bioamplification des APFA dans la faune du niveau trophique supérieur (c’est-à-dire les baleines, les ours polaires et les phoques). Ils ont également constaté qu’aucune bioamplification ne se produisait chez les organismes aquatiques, ce qu’ils ont attribué à la grande solubilité des APFA. Ces observations concordent avec les évaluations préalables antérieures réalisées au Canada concernant le SPFO, l’APFO et les APFC à LC ainsi que leurs sels et précurseurs, et ces résultats permettent de conclure que les mammifères et les oiseaux aérobies ont des facteurs de bioamplification (FBM) et des facteurs d’amplification trophique (FAT^{Note de bas de page 8}) plus élevés que les organismes à respiration aquatique (EC 2006, 2012; EC, SC 2012). Par exemple, dans le cas du SPFO, on a déterminé que les réseaux trophiques composés de mammifères aérobies avaient un FAT d’environ 20, tandis que les réseaux trophiques aquatiques piscivores du lac Ontario présentaient des FAT variant de 1,9 à 5,9 (De Silva et coll. 2021). Des études récentes indiquent également un transfert trophique de SPFA à chaîne courte (tels le PFBS, le PFBA et le PFHxS) [Huang K. et coll. 2022] et de PFECA à longue chaîne (Li Y. et coll. 2022a, 2023). De plus, Munoz et coll. (2022b) ont fait état d’une bioamplification dans des espèces de poissons et d’invertébrés du fleuve Saint-Laurent, les FBM du PFTrDA, du PFTeDA, du PFDS et du FOSA atteignant respectivement des valeurs de 14,8, 12,1, 32,5 et 13,0. Une bioamplification du SPFO et des APFC à LC entre les poissons piscivores de niveau trophique supérieur et les poissons-proies serait également présente dans les réseaux trophiques aquatiques des Grands Lacs (George et coll. 2023; Ren et coll. 2023). Il convient cependant de noter qu’il existe un degré considérable de variabilité dans la documentation scientifique pour ce qui est des FBM et des FAT pour une SPFA précise (Franklin 2016). Lewis et coll. (2022) ont observé que la concentration de SPFA, la matière organique dissoute, la matière organique sédimentaire et la biotransformation des SPFA précurseurs contribuent de manière importante à la variation des mesures de bioaccumulation mentionnées dans la documentation.

Les SPFA peuvent également être absorbées par les plantes et les cultures à partir de sources de rejets comme le compost (voir la section 2.6.4) et les biosolides (voir la section 2.6.3) contaminés. Pour cette raison, la consommation de plantes pourrait contribuer à l’augmentation des concentrations de SPFA observées chez les animaux et les humains (Ghisi et coll. 2019). Par exemple, Lan et coll. (2020) ont constaté que la concentration de TFA chez les locustes était significativement corrélée à la concentration de TFA dans les feuilles de peuplier et de maïs. Contrairement à la définition utilisée dans les études sur les animaux, les études sur l’absorption par les plantes désignent le FBA et le FBC^{Note de bas de page 9} comme étant la concentration de SPFA dans la plante divisée par la concentration de SPFA dans le sol (ITRC 2021a). De manière générale, l’absorption des APFA par les plantes terrestres semble varier en fonction du groupement fonctionnel et de la longueur de la chaîne. Contrairement à ce qui est observé chez les animaux, les SPFA à longue chaîne présentent généralement des taux d’accumulation plus faibles dans les plantes que les SPFA à chaîne courte (Blaine et coll. 2014; Krippner et coll. 2015; Liu Z. et coll. 2019). Ce taux peut varier en fonction de la solubilité de la substance dans l’eau et de son absorption par les racines (Lesmeister et coll. 2021; Adu et coll. 2023). Par exemple, Lan et coll. (2020) indiquent que les FBA du TFA étaient généralement supérieurs aux valeurs trouvées pour le SPFO, l’APFO et le CI-PFESA 6:2. Il a également été montré que les plantes vasculaires accumulent le TFA par la pluie, le brouillard et l’eau du sol (Benesch et Gustin 2002; Lan et coll. 2020) ainsi que par l’absorption de TFA atmosphérique (Tian et coll. 2018). Ainsi, même dans les endroits isolés et éloignés, la présence de TFA dans les dépôts atmosphériques secs et humides entraîne une contamination à grande échelle des écosystèmes terrestres (Freeling et coll. 2022). Qian et coll. (2023) et Xu et coll. (2022) ont par ailleurs observé que les SPFA à longue chaîne sont généralement adsorbés et retenus par le rhizoderme des plantes, tandis que les SPFA à chaîne courte sont transférés d’un tissu à l’autre au-dessus du sol et stockés dans les pousses. Les APFS présentent également des concentrations de bioaccumulation plus faibles que celles des APFC. Des études récentes ont en outre signalé que le GenX et le FTSA 6:2 peuvent s’accumuler dans les végétaux (Chen C.-H. et coll. 2020; Zhi et coll. 2022).

L’importance de l’absorption des SPFA par les végétaux ou les plantes cultivées dépend fortement de plusieurs facteurs, notamment des propriétés et des caractéristiques du sol (pH, matière organique, salinité, température), ainsi que du type de végétal et de sa physiologie (Wang et coll. 2020; Lesmeister et coll. 2021; Adu et coll. 2023). Les différences d’accumulation des SPFA entre les espèces peuvent être attribuées à divers facteurs, notamment la teneur en protéines, la superficie du système racinaire et l’accumulation de la biomasse (Ghisi et coll. 2019). Les plantes présentent généralement un taux élevé d’accumulation dans les compartiments végétatifs (comme les feuilles et les tiges) par rapport aux organes de reproduction et de stockage, ce qui peut être le résultat de leur mécanisme d’absorption par les racines (Lesmeister et coll. 2021; Liu Z. et coll. 2019). En outre, Li Y. et coll. (2021) ont constaté que les légumes-feuilles présentaient les valeurs de FBA les plus élevées pour le PFBA et l’APFO, suivis des légumes-fruits et des légumes-racines. Ces résultats correspondent à ceux obtenus dans une revue de littérature réalisée par Xu et coll. (2022), à savoir que les valeurs de FBA des légumes étaient les plus élevées dans les légumes-feuilles, puis dans les légumes-racines, les fleurs, les légumes et les pousses de légumes. Les chercheurs ont également constaté que les valeurs de FBA des légumes étaient pour la plupart supérieures à celles des céréales (comme le blé, le maïs, l’avoine).

Dans l’ensemble, le potentiel de bioaccumulation des SPFA, ainsi que leur persistance (section 3.2.2), indique un potentiel accru de risque pour l’environnement. Les SPFA peuvent rester dans l’environnement pendant de longues périodes en raison de leur persistance, ce qui contribue à leur présence globale et augmente la probabilité d’exposition des organismes. De plus, il a été montré que certaines SPFA peuvent se bioaccumuler et se bioamplifier dans les réseaux trophiques à un degré qui pourrait leur permettre d’atteindre des concentrations pouvant provoquer des effets indésirables chez les organismes. En fin de compte, la bioaccumulation pourrait entraîner un potentiel accru de toxicité pour les organismes.

6.2 Effets sur l’environnement

6.2.1 Invertébrés

6.2.1.1 Invertébrés aquatiques

Plusieurs études ont porté sur la toxicité des SPFA chez les invertébrés aquatiques, qui est en général plus élevée pour les SPFA à chaîne fluoroalkyle longue, les crustacés étant généralement les taxons les plus sensibles (Ankley et coll. 2021). Il a également été déterminé que les APFS sont généralement plus dangereux que les APFC. Par exemple, Li (2009) a constaté que le SPFO était plus toxique que l’APFO chez tous les invertébrés aquatiques étudiés. De plus, dans la documentation scientifique sur la toxicité pour les invertébrés aquatiques, on trouve plus d’études de toxicité aiguë que d’études de toxicité chronique (ITRC 2021b). Ankley et coll. (2021) ont déterminé que les valeurs de la concentration efficace à 50 % (CE50) et de la concentration létale à 50 % (CL50) découlant d’une exposition chronique variaient de 0,03 mg/L à plus de 100 mg/L et étaient généralement du même ordre de grandeur que les valeurs obtenues pour l’exposition aiguë des mêmes espèces. La toxicité de l’APFO en milieu aqueux a été évaluée dans le cadre d’essais de toxicité chronique chez l’amphipode Hyalella azteca par Bartlett et coll. (2021), qui ont constaté que les concentrations environnementales d’APFO dans les eaux de surface partout dans le monde étaient généralement inférieures à celles ayant causé une toxicité dans cette étude (CL50 = 51 mg/L).

Des effets sur la croissance, le développement et la reproduction ont été constatés à la suite de l’exposition d’invertébrés aquatiques aux SPFA (Boudreau et coll. 2003; Fabbri et coll. 2014; Seyoum et coll. 2020; Wang N. et coll. 2023; Kadlec et coll. 2024). En règle générale, les effets sur le développement ont tendance à être observés à des concentrations inférieures à celles causant des effets sur la croissance et la reproduction (Ankley et coll. 2021). De plus, il a été montré que les SPFA provoquent un stress oxydatif et affectent la viabilité des cellules liées au système immunitaire. Liu et Gin (2018) ont observé une réduction mesurable de l’aptitude immunitaire de la moule verte (Perna viridis) après une exposition aux SPFA, comme le montre la diminution significative de la réponse des biomarqueurs (rétention du rouge neutre, phagocytose et cytotoxicité spontanée des hémocytes). Dans une étude sur des huîtres (Crassostrea virginica) adultes exposées à un mélange technique de SPFO (isomères linéaires et ramifiés), Aquilina-Beck et coll. (2020) n’ont observé aucun dommage important aux membranes lipidiques ou au système enzymatique de phase II de conjugaison au glutathion. Cependant, des dommages aux lysosomes ont été observés. Des effets génotoxiques ont également été constatés, Liu et coll. (2014) ayant fait état de dommages génétiques irréversibles causés par des concentrations élevées de APFA chez les moules vertes. En outre, des effets neurotoxiques, notamment la modification de la morphologie du cerveau et la réduction de la vitesse de locomotion, ont été observés chez la planaire (Dugesia japonica; Ankley et coll. 2021). Foguth et coll. (2020) ont constaté que le SPFO peut affecter significativement l’expression de gènes importants pour le développement neuronal chez les planaires, et ce, en fonction de la dose et du temps. En outre, Houde et coll. (2016) ont laissé entendre que le PFECHS présente un potentiel de perturbation endocrinienne chez Daphnia magna exposée de manière chronique à des concentrations supérieures aux concentrations trouvées dans le milieu aquatique. On a également constaté que les APFA provoquent des effets multigénérationnels chez les invertébrés aquatiques. En effet, des diminutions de la croissance et de la condition physique individuelle ont été observées sur plusieurs générations par Marziali et coll. (2019) et Jeong et coll. (2016), respectivement.

Pour étudier la toxicité des SPFA remplaçant celles qui font l’objet d’une restriction, l’exposition sublétale de Daphnia magna au SPFO, à l’APFO et au GenX a été évaluée. Au cours d’une étude de Labine et coll. (2022), l’APFO et le GenX (une SPFA contenant de l’acide carboxylique) ont entraîné un plus grand nombre de perturbations dans le profil métabolique de Daphnia magna que le SPFO. Plus précisément, le GenX et l’APFO ont significativement perturbé un plus grand nombre de voies métaboliques et donné lieu à une régulation à la baisse des nucléosides et des nucléotides. L’exposition au GenX a aussi causé des modifications importantes de certains acides aminés.

6.2.1.2 Invertébrés terrestres

Il y a eu beaucoup moins d’études toxicologiques sur les invertébrés terrestres que sur les invertébrés aquatiques. À l’aide d’un système à haut débit utilisé sur des nématodes (Caenorhabditis elegans), Ankley et coll. (2021) ont observé que la toxicité pour le développement augmentait généralement en fonction de la longueur de chaîne des SPFA. Diverses études ont également mis en évidence des effets sur le comportement, la reproduction, la croissance et le développement ainsi que des effets neurotoxiques lorsque les nématodes étaient exposés aux APFA (Sammi et coll. 2019; Foguth et coll. 2020; Chowdhury et coll. 2021; Sana et coll. 2021; Currie et coll. 2023). Currie et coll. (2023) ont noté que les stades larvaires du Caenorhabditis elegans étaient particulièrement sensibles à l’exposition aux SPFA. L’exposition d’abeilles domestiques (Apis mellifera) au SPFO a provoqué l’arrêt complet du développement du couvain et a entraîné des effets comportementaux négatifs (par exemple sur l’activité de la colonie, le tempérament des abeilles, l’entretien et la défense de la ruche; Sonter et coll. 2021). De plus, Xu D. et coll. (2013) ont constaté que l’exposition des vers de terre (Eisenia fetida) au SPFO peut induire des dommages à l’ADN et un stress oxydatif. Par ailleurs, Princz et coll. (2018) ont évalué la toxicité du SPFO chez 2 invertébrés (le collembole Folsomia candida et les acariens Oppia nitens) dans 2 types de sol afin de déterminer l’utilité d’inclure ces 2 espèces d’essai dans l’évaluation des risques liés au SPFO dans le sol. Une étude récente met en évidence les effets nocifs de la contamination de l’environnement terrestre par le PFHxS, laquelle réduit l’activité microbienne. Le PFHxS a également eu un effet dépendant de la concentration sur la mortalité du ver de terre (Eisenia fetida) [Samarasinghe et coll. 2023]. De plus, Delor et coll. (2023) ont étudié l’écotoxicité chronique de l’APFO et du SPFO, individuellement et ensemble, à des concentrations semblables à celles trouvées dans l’environnement, pour le ver de terre Aporrectodea caliginosa.Même à une concentration aussi faible que 0,3 mg/kg dans le sol, il s’est avéré que l’APFO et le SPFO, individuellement et ensemble, affectaient la croissance et provoquaient des effets génotoxiques. Il a été observé que l’exposition concomitante à l’APFO et au SPFO augmentait leur toxicité.

Un examen de la toxicité des SPFA pour les nématodes (Caenorhabditis elegans) a révélé que le GenX cause des effets physiologiques, notamment des retards dans le développement et la production de descendance, des effets sur le comportement et la locomotion et des effets sur l’expression transcriptionnelle (Ma et coll. 2023).

6.2.2 Vertébrés

6.2.2.1 Poissons

Plusieurs études ont examiné la toxicité des SPFA pour les poissons, et les données les plus nombreuses ont été obtenues pour les cyprinidés d’eau douce, plus précisément le poisson-zèbre (Danio rerio) [Ankley et coll. 2021]. Il y a eu également plus d’études sur les espèces d’eau douce que sur les poissons marins. En règle générale, les SPFA ont une toxicité aiguë relativement plus faible pour les poissons que pour les invertébrés aquatiques (Ankley et coll. 2021). La toxicité aiguë chez les poissons semble varier en fonction du groupement fonctionnel et de la longueur de la chaîne de la substance. Dans la plupart des familles de poissons étudiées, les APFA à chaîne courte et les sulfonates présentaient des CL50 plus faibles que les APFA à longue chaîne et les carboxylates. Une tendance semblable a également été observée dans les études de toxicité chronique.

Lee et coll. (2020) ont compilé la documentation scientifique sur les effets nocifs des APFA sur les poissons et d’autres organismes aquatiques. Ils ont constaté que l’exposition aux APFA provoque des effets sur la reproduction, la croissance et le développement, ainsi que sur la mobilité, le comportement et la survie. Par exemple, des études ont montré que l’exposition des larves de poisson-zèbre aux APFA peut entraîner une diminution de la longueur du corps, de la vitesse locomotrice et du taux d’éclosion, une augmentation de la mortalité et une perturbation de la morphologie des larves (par exemple, vessie natatoire non gonflée, système digestif moins développé, colonne vertébrale incurvée) [Chen et coll. 2014; Guo et coll. 2018; Zhang S. et coll. 2018a]. De plus, les APFA peuvent induire un stress oxydatif et modifier la régulation des gènes et des récepteurs nucléaires liés au métabolisme xénobiotique et à la métabolisation des lipides et des glucides chez les poissons (Lee et coll. 2020). Des effets sur les systèmes endocrinien et reproducteur ont été signalés par certains chercheurs, tels que Zhang W. et coll. (2016), qui ont constaté que l’exposition chronique du poisson-zèbre au PFNA peut entraîner un dysfonctionnement de l’axe hypothalamo-hypophyso-gonado-hépatique et de la synthèse des hormones sexuelles, ainsi qu’une diminution de l’indice gonadosomatique (une mesure de la maturité sexuelle) et de la fertilité. En ce qui concerne la neurotoxicité, Foguth et coll. (2020) ont fait état d’une modification de la concentration de noradrénaline, d’adrénaline et d’acétylcholine à la suite de l’exposition du médaka marin (Oryzias melastigma) au PFBS. Hawkey et coll. (2023) ont signalé des changements du comportement et une toxicité neurocomportementale chez les poissons-zèbres exposés à l’APFO et au SPFO. Des analyses des voies moléculaires à l’aide de données de transcriptomique ont montré que, chez le poisson-zèbre, les voies les plus enrichies de l’APFO et du PFBA étaient liées à des cancers (Wasel et coll. 2022). En outre, dans des études multigénérationnelles, on a constaté que l’exposition aux APFA peut avoir un effet sur la mortalité, la fécondité, le développement des gonades et la vitesse de nage chez la progéniture des poissons (Ji et coll. 2008; Wang et coll. 2011; Lee et coll. 2017), en plus d’avoir un effet sur le système endocrinien de la glande thyroïde (Chen L. et coll. 2018), les voies relatives aux lipides et le comportement (Haimbaugh et coll. 2022).

De nouvelles études ont récemment été menées sur les SPFA à chaîne courte, qui servent de substituts à l’APFO et au SPFO. Ulhaq et Tse (2023) ont observé que le PFHxS accumulé dans les embryons de poisson-zèbre causait une toxicité pour le développement et un stress oxydatif. Rericha et coll. (2022) ont en outre noté un comportement anormal chez les larves et les juvéniles de poisson-zèbre de la génération F1 (les poissons-zèbres de la génération F0 ayant été exposés à des aliments contaminés par le PFHxA pendant 42 jours). Dunn et coll. (2024) ont indiqué que l’exposition au GenX et au PFBS de poissons-zèbres avait provoqué des changements métabolomiques liés à la croissance et au développement. Par ailleurs, le PFBA et le PFBS peuvent agir comme des perturbateurs endocriniens, modifier la composition des lipides et s’accumuler dans les tissus d’espèces de poissons (Ivantsova et coll. 2024).

Des chercheurs ont comparé la toxicité du HFPO-DA à celle de l’APFO sur des poissons-zèbres au stade embryolarvaire; les résultats laissent entendre que le HFPO-DA était moins toxique que l’APFO, d’après les concentrations d’exposition entraînant un effet (Satbhai et coll. 2022). Cependant, les concentrations entraînant un effet interne étaient semblables lorsque l’on tenait compte des écarts de bioconcentration, ce qui donne à penser que ces 2 substances ont une puissance toxique semblable (Satbhai et coll. 2022). En revanche, Mahoney et coll. (2022) ont émis l’hypothèse, après examen de plusieurs études sur des poissons, que le HFPO-DA pourrait avoir une puissance toxique plus élevée que l’APFO à des concentrations d’exposition aiguë. Par ailleurs, Wang Y. et coll. (2023) ont constaté que les embryons de poisson-zèbre exposés au HFPO-DA et au HFPO-TA présentaient des perturbations de la métabolisation des lipides, de l’axe hypothalamo-hypophyso-thyroïdien et du développement neurologique.

6.2.2.2 Amphibiens et reptiles

À l’instar de ce qui a été observé chez les poissons, les SPFA présentent une toxicité aiguë relativement plus faible chez les amphibiens que chez les invertébrés aquatiques après une exposition aiguë. La toxicité des SPFA chez les amphibiens semble également varier en fonction de la longueur de la chaîne fluoroalkyle et du groupement fonctionnel. Par exemple, Tornabene et coll. (2021) et Flynn et coll. (2019) ont examiné la toxicité aiguë de APFA chez des espèces d’amphibiens et ont déterminé que le SPFO était plus dangereux que l’APFO. De plus, on a observé que les SPFA influent sur la croissance et le développement dans les premiers stades de vie des amphibiens (Ankley et coll. 2021; Degitz et coll. 2024). Chez les larves de grenouille léopard (Rana pipiens), Flynn et coll. (2021) ont observé que l’exposition au SPFO et à l’APFO dans des conditions qu’on trouve dans l’environnement entraînait des retards de développement. Flynn et coll. (2019) ont également constaté une réduction de la distance museau-cloaque lorsque les têtards de grenouille-taureau (Rana catesbeiana) étaient exposés à un mélange de SPFO et d’APFO. Flynn et coll. (2022) ont déterminé que l’exposition chronique aux SPFA pouvait avoir un effet négatif sur l’état corporel et le développement des amphibiens à des concentrations aussi faibles que 10 µg/L, mais ont indiqué que ces effets variaient selon l’espèce, les grenouilles et les salamandres étant plus sensibles que les crapauds. Une synthèse de 16 études sur les amphibiens, qui consistaient en des expériences faisant appel au SPFO, à l’APFO, au PFHxS et au fluorotélomère 6:2 sulfonate, a montré que la masse corporelle était le paramètre le plus sensible (Pandelides et coll. 2023).

Bien que la plupart des études sur les amphibiens aient porté sur les premiers stades de la vie aquatique, on a également constaté que les SPFA peuvent causer des effets sublétaux chez les amphibiens après la métamorphose (Abercrombie et coll. 2021). Plus précisément, ces auteurs ont constaté que l’exposition au SPFO, à l’APFO, au PFHxS ou au fluorotélomère 6:2 sulfonate peut avoir des répercussions sur la distance finale museau-cloaque et sur l’indice de masse ajusté (une mesure de l’état corporel relatif) chez les jeunes crapauds d’Amérique (Anaxyrus americanus), les salamandres tigrées de l’Est (Ambystoma tigrinum) et les grenouilles léopards (Rana pipiens). Toutefois, les effets observés variaient selon l’espèce et le produit chimique étudié. Lin et coll. (2022b, 2022c, 2022d) ont indiqué que les SPFA avaient provoqué des troubles de la métabolisation des lipides, des lésions au foie, une perturbation endocrinienne, une immunosuppression et une hépatotoxicité chez la grenouille Rana nigromaculata.

Dans le cadre d’une étude récente, Rohonczy et coll. (2024a) ont constaté que l’exposition chronique à 0,1 à 100 µg/L de PFBA et de PFHxA avait significativement affecté la croissance de têtards de grenouille léopard, mais pas leur développement. De plus, une modification du rapport entre les sexes indiquant une plus grande proportion de mâles a été observée pour l’exposition à une dose de 1 µg/L de PFBA. Rohonczy et coll. (2024b) ont observé qu’une dose de 0,1 µg/L de PHFxS entraînait une probabilité accrue de femelles phénotypiques, mais qu’une évaluation histologique était nécessaire pour confirmer l’effet sur la différentielle sexuelle produit par le PFBA et le PFHxS. Ils ont également noté que la santé hépatique et la métabolisation des lipides des têtards de grenouille léopard subissaient des effets de l’exposition aux APFS. Par conséquent, les acides sulfoniques et carboxyliques à chaîne courte, désignés comme remplacement de leurs homologues à longue chaîne, sont susceptibles de causer des effets négatifs sur les grenouilles léopards, certaines données indiquant un potentiel de perturbation du système endocrinien.

Il y a eu encore moins d’études sur les reptiles, mais des recherches récentes ont porté sur les tortues et les alligators. Parmi les effets observés chez les tortues, mentionnons le taux moindre de succès de l’émergence des bébés tortues de leur coquille à la suite de l’exposition à des APFC à longue chaîne (Wood et coll. 2021), une corrélation négative entre l’exposition aux APFA et la masse corporelle (Bangma et coll. 2019) et des effets métaboliques négatifs dus à des mélanges de SPFA (Beale et coll. 2022). Chez l’alligator américain (Alligator mississippiensis), on a signalé que la concentration sanguine de SPFA (APFC à longue chaîne et à chaîne courte, acides perfluoroalkyl éther et FTSA 6:2) était associée à la perturbation des fonctions immunitaires entraînant une maladie de type auto-immun (Guillette et coll. 2022).

6.2.2.3 Mammifères sauvages

Il existe très peu d’études sur la toxicité des SPFA chez les mammifères sauvages. Même si Ankley et coll. (2021) n’ont pas trouvé d’études toxicologiques de laboratoire sur les mammifères sauvages, certaines études réalisées sur le terrain indiquent un lien significatif entre l’exposition aux SPFA et l’expression de biomarqueurs d’effets. Pedersen et coll. (2015) ont constaté que la concentration de APFS et de APFC chez les ours polaires (Ursus maritimus) du Groenland oriental pouvait altérer leur neurochimie. Chez le dauphin à gros nez (Tursiops truncatus), on a observé que la concentration plasmatique de APFA présentait un lien statistiquement significatif avec les paramètres hématologiques, biochimiques et immunologiques (Fair et coll. 2013). Comme nous l’avons mentionné précédemment à la section 6.1, les organismes aérobies sont plus susceptibles d’accumuler les SPFA ioniques que les organismes à respiration aquatique, en raison de la faible volatilité de ces substances et du mécanisme de liaison aux protéines dans les tissus. Par conséquent, on s’attend à ce que le potentiel d’exposition à ces substances soit plus grand chez les organismes aérobies (y compris les oiseaux, dont nous traitons à la section suivante) en raison de leur potentiel de bioaccumulation important, qui peut entraîner des effets nocifs (ECCC 2023).

Étant donné le faible nombre d’études de recherche sur la toxicité des SPFA chez les mammifères sauvages, on peut s’appuyer sur des études effectuées sur des mammifères de laboratoire (tels que rongeurs, lapins et singes) pour obtenir des données de substitution pour la toxicité chez les mammifères sauvages, ce qui a été fait dans de nombreuses études tirées de la documentation scientifique actuelle. L’exposition aux SPFA peut avoir des effets nocifs sur plusieurs systèmes et organes (par exemple le foie, les reins, le système immunitaire, la reproduction, le système endocrinien et le système nerveux), selon les études menées sur des mammifères de laboratoire (voir la section 7.2 qui traite des principales observations sur la santé des animaux de laboratoire). En outre, dans les études réalisées sur les mammifères de laboratoire exposés aux APFA, la toxicité semble varier en fonction de la longueur de la chaîne fluoroalkyle (Ankley et coll. 2021). D’après les résultats d’études menées chez le rat, les doses minimales entraînant un effet nocif observé (DMENO) sur des paramètres applicables au contexte sauvage se situaient entre 1,0 mg/kg p.c./j (PFUnDA) et 200 mg/kg p.c./j (PFHxA) pour les APFC, et entre 1,6 mg/kg p.c./j (SPFO) et 1 000 mg/kg p.c./j (PFBS) pour les APFS. On s’attend à ce que des effets indésirables semblables à ceux constatés chez les animaux de laboratoire soient également observés chez les mammifères sauvages. Cependant, il faut noter que les effets observés chez les mammifères et leur ampleur peuvent varier selon l’espèce. De plus, la plupart des données de toxicocinétique sur les mammifères portent sur des animaux de laboratoire. Il en est question à la section 7.1.

On pense que certains effets de l’exposition aux SPFA chez les mammifères (comme l’hépatotoxicité) sont causés en partie par l’activation du récepteur alpha activé par les proliférateurs de peroxysomes (PPARα), qui joue un rôle dans la métabolisation des lipides et du glucose. Ce mécanisme, bien étudié dans les animaux de laboratoire (les rongeurs), est décrit plus en détail à la section 7.4. Certaines études sur les mammifères sauvages ont également fait état de ce mécanisme d’action, notamment des études sur les cétacés (Kurtz et coll. 2019), les ours polaires (Routti et coll. 2019b) et les phoques (Ishibashi et coll. 2008). La régulation de la transcription indépendante de PPARα chez les mammifères après une exposition aux SPFA est également possible (Rosen et coll. 2017). Elle est décrite plus en détail à la section 7.4.

6.2.2.4 Oiseaux

Il existe très peu de publications scientifiques sur la toxicité des SPFA pour les oiseaux. Des valeurs de référence pour la toxicité et des concentrations estimées sans effet (CESE) ont été établies pour le sérum (1 700 et 1 000 ng/mL, respectivement), le jaune d’œuf (1 700 et 1 000 ng/mL, respectivement) et le foie (600 et 350 ng/g, respectivement), d’après des expositions aiguës et chroniques du colin de Virginie (Colinus virginianus) et du canard colvert (Anas platyrhynchos) au SPFO par le régime alimentaire (Newsted et coll. 2005). Dans une étude sur l’exposition chronique du colin de Virginie au SPFO, Dennis et coll. (2021) ont établi des valeurs de toxicité chronique propres à l’espèce et aux tissus, associées à une DMENO seuil de 226, de 50,4 et de 92,4 ng/g en poids humide dans le tissu hépatique des adultes, le tissu hépatique de la progéniture et l’œuf entier, respectivement. Plus récemment, des valeurs de toxicité chronique de 92,4, de 49,6 et de 43,7 ng/g d’œuf ont été proposées, respectivement, pour une exposition chronique du colin de Virginie au SPFO, au mélange de SPFO et de PFHxS, et au mélange de SPFO et de PFHxA (Dennis et coll. 2022).

Chez différentes espèces d’oiseaux, on a constaté que la longueur de la chaîne fluoroalkyle et les groupes fonctionnels sont les facteurs principaux qui semblent déterminer la toxicité des SPFA (Ankley et coll. 2021). D’une manière générale, les composés à 8 atomes de carbone ainsi que les sulfonates se sont révélés plus dangereux que les SPFA à chaîne courte et les carboxylates. Le SPFO et l’APFO ont tous 2 été jugés plus dangereux que le PFBS, d’après les valeurs de CL50 obtenues dans des études de toxicité aiguë menées sur le colin de Virginie (C. virginianus) et la caille du Japon (Coturnix japonica) [Ankley et coll. 2021]. En outre, Bursian et coll. (2021) ont constaté que le SPFO présente une toxicité subaiguë plus élevée que l’APFO chez la caille du Japon, et que cet effet peut être additif.

Des études réalisées sur le faucon pèlerin (Falco peregrinus) dans la région des Grands Lacs laurentiens ont également révélé que l’exposition aux APFA peut entraîner des répercussions physiologiques sur les oisillons et altérer la fonction immunitaire (Sun et coll. 2020, 2021). La toxicité du PFUnDA a été déterminée d’après la réponse génomique des cellules hépatiques d’embryons de poulet exposées à cette substance (O’Brien et coll. 2013). En outre, le taux d’éclosion et la réponse toxicogénomique ont été évalués chez des embryons de poulet après une exposition au PFHxS et au PFHxA (Cassone et coll. 2012a, 2012b). Dans d’autres études sur les oiseaux, on a observé une réduction du poids corporel, une augmentation du poids du foie, des perturbations endocriniennes et du métabolisme, une réduction du taux d’éclosion, une augmentation du stress oxydatif ainsi que des effets sur les gènes liés à la métabolisation des lipides et au système immunitaire des oiseaux (Molina et coll. 2006; Newsted et coll. 2007; Custer et coll. 2013; Tartu et coll. 2014; Jacobsen et coll. 2018, Costantini et coll. 2019; Dennis et coll. 2021; Bursian et coll. 2021; Lopez-Antia et coll. 2023; Sebastiano et coll. 2023).

6.2.3 Plantes aquatiques et terrestres

La plupart des études qui ont porté sur la toxicité des SPFA sur les plantes aquatiques et terrestres étaient limitées au SPFO et à l’APFO. Selon les données résumées par l’ITRC (2021b), les études qui ont examiné la toxicité du SPFO sur les plantes aquatiques présentaient des concentrations sans effet observé (CSEO) variant de 7 à 30 mg/L pour l’exposition aiguë et de 0,3 à 11,4 mg/L pour l’exposition chronique. Dans des revues de la littérature scientifique, Li J. et coll. (2022a) et Adu et coll. (2023) ont examiné les effets phytotoxiques des SPFA sur divers végétaux sur le plan physiologique, biochimique et moléculaire. Sur le plan physiologique, les SPFA peuvent léser la morphologie cellulaire, avoir un effet sur le contenu des pigments photosynthétiques et altérer le phénotype des végétaux (Li J. et coll. 2022a). Il a été déterminé qu’une concentration élevée de SPFO cause des lésions à l’ultrastructure cellulaire des racines des végétaux de milieux humides (Li R. et coll. 2020). Chez les algues (Chlorella pyrenoidosa), les concentrations examinées d’APFO et de son substitut GenX inhibent la croissance et affectent la photosynthèse (Li Y. et coll. 2021). Niu et coll. (2019a) ont aussi signalé que des concentrations de Cl-PFESA 6:2, de HFPO-DA et de PFECHS semblables à celles trouvées dans l’environnement ralentissaient la croissance des espèces marines de Chlorella. Ebinezer et coll. (2022) ont traité des plants de maïs cultivés en serre hydroponique par un mélange de 11 APFA et ont observé une réduction significative du taux de croissance relatif et du poids frais des feuilles et des racines. De plus, l’exposition aux SPFA peut également causer la surproduction de dérivés réactifs de l’oxygène (DRO, c’est-à-dire des produits chimiques réactifs dérivés de l’oxygène moléculaire), perturber l’expression génique, réguler les protéines impliquées dans la photosynthèse et perturber certaines voies majeures du métabolisme énergétique (Li J. et coll. 2022a). Dans le cadre d’une étude, Lin et coll. (2020) ont examiné la phytotoxicité des CI-PFESA sur des semis de blé et observé une augmentation des DRO et de la perméabilité des membranes des racines ainsi qu’une réduction de l’activité des enzymes antioxydantes. Dans une autre étude, des semis de blé exposés à des concentrations de PFBA susceptibles d’être mesurées dans l’environnement ont présenté une augmentation des DRO, une augmentation des antioxydants enzymatiques et non enzymatiques, et une régulation à la baisse des gènes impliqués dans l’interaction entre la plante et les agents pathogènes (Wang et coll. 2024). Par ailleurs, l’évaluation des réponses transcriptionnelles et cellulaires de l’algue verte Chlamydomonas reinhardtii aux PFPA a permis de constater des effets potentiels sur le système de défense antioxydant, comme la régulation de l’expression des gènes (Sanchez et coll. 2015). De plus, Sun et coll. (2022) ont relevé que le PFBS modifiait l’expression des gènes associés aux voies de signalisation des phytohormones chez Arabidopsis thaliana.

6.2.4 Mélanges et effets cumulatifs dans l’environnement

Bien que la grande majorité des études écotoxicologiques ait porté sur les effets observés à la suite de l’exposition à une SPFA, les organismes sont généralement exposés simultanément à plusieurs SPFA dans l’environnement, comme le montrent les données sur la surveillance environnementale et la présence de SPFA dans l’environnement. Même à une concentration très faible ou négligeable, chaque composant peut contribuer aux effets combinés (Altenburger et coll. 2013). Par conséquent, il importe de noter que l’exposition combinée à plusieurs SPFA représente probablement plus précisément le contexte de l’exposition, ce qui peut augmenter la probabilité d’effets nocifs sur les organismes et élargit l’éventail des préoccupations suscitées par la catégorie des SPFA.

Certaines études sur la faune réalisées sur le terrain regroupent les SPFA, parfois avec d’autres produits chimiques, et examinent leurs effets sur l’organisme (ECCC 2023). Le Document de référence :Rapport sur l’état de la science écologique des APFC à chaîne courte, APFS à chaîne courte et APFS à longue chaîne (ECCC 2023) présente une compilation des études publiées sur les effets cumulatifs de certaines SPFA dans diverses espèces sauvages. Hoover et coll. (2019) ont indiqué que les résultats de cytotoxicité de mélanges de SPFA étaient à peu près additifs et que certains mélanges de SPFA pouvaient présenter un potentiel de toxicité accru. Des mélanges de SPFO et d’APFO ont également produit des effets synergiques (Yang et coll. 2019; Hoover et coll. 2019).

Toutefois, les effets interactifs (additifs, synergiques ou antagonistes) des mélanges de SPFA et leur ampleur peuvent varier en fonction de divers facteurs. Rodea-Palomares et coll. (2012) ont observé que le SPFO et l’APFO interagissaient de manière complexe, entraînant des effets additifs, synergiques ou antagonistes selon le rapport molaire de SPFO. Flynn et coll. (2019) ont signalé que les effets interactifs (additifs et synergiques) et la toxicité relative des mélanges de SPFA pouvaient varier selon les paramètres biologiques examinés.

Des études plus récentes ont permis d’examiner les effets des mélanges de SPFA dans l’environnement. On a fait état d’effets sur la santé de la mère ainsi que de changements dans la morphologie du placenta et l’expression génique dans un modèle de gestation chez le lapin, où on a exposé les animaux à un mélange de 10 APFA que l’on trouve dans l’environnement (Crute et coll. 2022). Des changements comportementaux et des effets généraux sur l’expression génique ont été observés dans les différentes générations de poisson-zèbre après leur exposition à un mélange de SPFO et d’APFO (Haimbaugh et coll. 2022). L’exposition chronique de truites arc-en-ciel à des doses représentatives de celles trouvées dans l’environnement de mélanges de APFA a entraîné des effets sur les récepteurs activés par les proliférateurs de peroxysomes, un dérèglement métabolique, une immunotoxicité et une neurotoxicité (Pollard et coll. 2024). Lech et coll. (2022) ont aussi examiné les effets de différents mélanges de SPFA (contenant du SPFO, de l’APFO, du PFHxS, du PFHxA et/ou du PFPeA dans diverses proportions) sur les interactions hôte-parasite (par exemple entre têtards de grenouille-taureau et échinostomes) et ont observé une quantité accrue de parasites pour tous les traitements par rapport aux grenouilles-taureaux non exposées aux SPFA. Par conséquent, il a été établi que les SPFA augmentent la vulnérabilité de l’hôte aux parasites. Toutefois, les mélanges se sont avérés avoir un effet moindre sur la vulnérabilité de l’hôte aux parasites par rapport aux traitements par SPFO uniquement. Par ailleurs, le mécanisme d’action a été examiné, notamment par Liu X. et coll. (2022), qui ont mis en évidence un effet de toxicité synergique dans les algues exposées à un mélange de PFBS-FBSA à des concentrations observées dans l’environnement.

6.2.5 Nouvelles approches méthodologiques en écotoxicologie

En raison de l’évolution du secteur de la production chimique, les essais toxicologiques faisant appel à des animaux vertébrés sont devenus peu pratiques, et les progrès de la science, associés aux préoccupations éthiques, ont conduit les organismes gouvernementaux, y compris aux États-Unis (US EPA ), dans l’Union européenne (ECHA 2023a; Cattaneao et coll. 2023) et au Canada SC 2024), à s’engager à remplacer, à réduire ou à raffiner le recours à des animaux vertébrés lors des essais de toxicité, dans la mesure du possible. Les nouvelles approches méthodologiques (NAM) désignent toute technologie, méthode, approche ou combinaison de celles-ci pouvant être utilisée pour remplacer, réduire ou raffiner l’expérimentation sur les animaux vertébrés et permettre une priorisation ou une évaluation plus rapide ou plus efficace des produits chimiques (ECCC 2023). Ces méthodes peuvent comprendre l’utilisation de modèles informatiques ou d’épreuves faisant appel à des molécules biologiques, à des cellules, à des tissus ou à des organes, ainsi que des méthodes prédictives de l’exposition.

L’évolution et les avantages des NAM pour l’évaluation des risques écologiques des SPFA sont examinés dans Ankley et coll. (2021). Comme dans le cas des NAM pour l’évaluation des risques pour la santé humaine, l’accent a été mis sur les mesures de la bioactivité, car cela pourrait mener à une compréhension des mécanismes de la toxicité des SPFA permettant de faciliter la détermination des espèces sensibles et des effets ainsi que l’extrapolation d’une espèce à une autre. Plusieurs études ont cherché à déterminer les voies biologiques touchées par les SPFA par l’évaluation des changements dans l’expression des gènes ou des protéines dans des systèmes d’essai ne faisant appel à aucun mammifère (Ankley et coll. 2021). Cependant, une revue des effets nocifs des APFA sur les organismes aquatiques a permis de déterminer que la toxicité repose sur divers processus métaboliques, ce qui met en lumière le défi que pose l’élucidation des liens et des interactions entre les voies métaboliques (Lee et col. 2020). La combinaison de données moléculaires avec des modèles informatiques permettrait de cerner les voies toxicologiques impliquées dans les effets indésirables afin de définir avec certitude les phénomènes moléculaires déclencheurs propres aux SPFA et les changements aux niveaux supérieurs de l’organisation biologique (c’est-à-dire les phénomènes déterminants) et de comprendre comment ces changements se traduisent par des effets et des résultats négatifs (paramètres systémiques; Ankley et coll. 2010).

7. Dangers pour la santé humaine

7.1 Toxicocinétique

Les données de toxicocinétique disponibles portent principalement sur les APFA. Selon les données disponibles sur des APFA précis, ces substances sont facilement absorbées après ingestion orale, et même s’il existe très peu de données sur l’exposition par inhalation et par voie cutanée, les études disponibles indiquent que l’absorption se produit également par ces voies (ATSDR 2021; Sanexen 2024; Weatherly et coll. 2024a, 2024b). L’ampleur de l’absorption des SPFA par les différentes voies (par exemple, l’absorption cutanée) peut varier selon la substance (Ragnarsdóttir et coll. 2024). Une fois absorbés, les APFA étudiés se lient à la sérumalbumine et à d’autres protéines dans le sang, ce qui constitue le principal mécanisme de transport de ces substances dans l’organisme (Forsthuber et coll. 2020; Louisse et coll. 2023; Fischer et coll. 2024; Smeltz et coll. 2024). Les données sur les APFA étudiés révèlent qu’ils sont distribués dans tout le corps et s’accumulent dans le sang et les tissus bien irrigués, notamment le foie et les reins (Kudo 2015). Il a été montré que plusieurs SPFA (comme les APFA et les FOSA) traversent la barrière placentaire, entraînant une exposition in utero du fœtus en développement (Wang Y. et coll. 2019a; McAdam et coll. 2023; Liu et coll. 2024). Ils peuvent également être transférés aux nourrissons et aux enfants par le lait maternel (VanNoy et coll. 2018; Rawn et coll. 2022b; Zheng et coll. 2022; Hoadley et coll. 2023). De nombreuses SPFA, dont les APFA, ne sont pas métabolisées dans l’organisme, probablement en raison de leur grande stabilité et de la faible réactivité des liaisons carbone-fluor (ATSDR 2021). Cependant, leurs précurseurs, comme les FTOH et les PAP, peuvent être biotransformés en plusieurs métabolites, dont les APFA (Butt et coll. 2014).

Il a été montré que certaines SPFA sont éliminées très lentement du corps humain, probablement en raison de leur interaction avec les transporteurs jouant un rôle dans les processus de réabsorption rénale, hépatique et intestinale (Yang et coll. 2010; EFSA 2020). Par conséquent, ces substances persistent et s’accumulent chez l’humain et leur élimination de l’organisme peut être très longue. La demi-vie biologique de 40 SPFA a été déterminée chez l’humain ou des modèles animaux (tableau 3). Ces valeurs représentent le temps nécessaire pour que la moitié de la concentration initiale de la substance soit éliminée par l’organisme par excrétion (par exemple dans l’urine, les matières fécales). Comme ces valeurs ont été obtenues pour différents groupes d’individus selon diverses approches méthodologiques et à l’aide de statistiques différentes, les demi-vies ne sont pas nécessairement directement comparables. Cependant, il existe de nettes différences entre les espèces en ce qui concerne le taux d’élimination des SPFA, les demi-vies les plus longues étant souvent observées chez les humains et les plus courtes chez les rongeurs. Chez l’humain, les APFC C₈ à C₁₁, les APFS C₆ à C₈ et plusieurs SPFA à liaison éther ont les demi-vies les plus longues (de plusieurs années à plusieurs décennies). On doit souligner qu’il existe une certaine incertitude dans les valeurs pour les humains, car les études avec période d’élimination généralement utilisées pour déterminer les demi-vies dans les études animales ne sont pas employées pour déterminer les demi-vies chez les humains (FSANZ 2016b). La détermination des demi-vies chez les humains est plus compliquée, car d’autres paramètres, comme l’exposition continue, doivent être pris en compte (Russell et coll. 2015a). Pour certaines SPFA, notamment les APFC (C₄ à C₁₂) et les APFS (C₄ à C₈), plus la chaîne est longue, plus la SPFA sera éliminée lentement de l’organisme (Kudo 2015). Les SPFA étudiées sont principalement excrétées par l’urine et les matières fécales et, dans une moindre mesure, dans le lait maternel et le liquide menstruel (ATSDR 2021). Ces 2 dernières voies d’excrétion peuvent contribuer aux différences entre les sexes observées dans certaines études de surveillance humaine (Mondal et coll. 2014; Wong et coll. 2014; Jain et Ducatman 2022; Upson et coll. 2022).

Tableau 3. Demi-vies biologiques des SPFA chez les animaux et les humains (tableau adapté de Sanexen 2021, 2024)

Groupe de SPFA	SPFA	Souris	Rat	Singe	Porc	Humain	Références
APFC	PFBA	heuresa	heures–jours	jours	–	jours	Chang et coll. 2008; Russell et coll. 2015b
APFC	PFPeA	–	heures	–	–	–	Choi et coll. 2020
APFC	PFHxA	heures	minutes–heures	heures–jours	jours	jours–années	Noker 2001; Himmelstein et coll. 2008; Chengelis et coll. 2009a, 2009b; Gannon et coll. 2009; Iwai 2011; Russell et coll. 2013; Numata et coll. 2014; Russell et coll. 2015b; Dzierlenga et coll. 2020; Xu Y. et coll. 2020; ECHA 2024a
APFC	PFHpA	–	heures	–	mois	mois–années	Ohmori et coll. 2002; Zhang et coll. 2013; Numata et coll. 2014; Russell et coll. 2015b; Xu Y. et coll. 2020
APFC	APFOb	semaines	heures–semaines	semaines–mois	mois	années–décennies	Hanhijärvi et coll. 1988; Vanden Heuvel et coll. 1991; Kudo et coll. 2002; Kemper 2003; Ohmori et coll. 2003; Olsen et coll. 2003; Butenhoff et coll. 2004a; Lau et coll. 2005; Lieder et coll. 2006; Olsen et coll. 2007; Benskin et coll. 2009; Costa et coll. 2009; autresc
APFC	PFNAd	mois	jours–mois	–	–	années	Ohmori et coll. 2003; Benskin et coll. 2009; De Silva et coll. 2009; Tatum-Gibbs et coll. 2011; Zhang et coll. 2013; Chiu et coll. 2022
APFC	PFDAd	–	mois	–	–	années	Ohmori et coll. 2003; Zhang et coll. 2013
APFC	PFUnDA	–	–	–	–	années–décennies	Zhang et coll. 2013
APFC	PFDoDA	–	mois	–	–	–	Kawabata et coll. 2017a
APFS	PFBS	heures	heures	heures–jours	mois	semaines–mois	Chengelis et coll. 2009a; Olsen et coll. 2009; Numata et coll. 2014; Rumpler et coll. 2016; Huang et coll. 2019a; Lau et coll. 2020; Xu Y. et coll. 2020
APFS	PFPeS	–	–	–	–	mois–années	Xu Y. et coll. 2020;Li Y. et coll. 2022b
APFS	PFHxS	semaines	jours–semaines	mois	années	années–décennies	Olsen et coll. 2007; Benskin et coll. 2009; Zhang et coll. 2013; Numata et coll. 2014; Fu et coll. 2016; Kim et coll. 2016; Worley et coll. 2017; Li Y. et coll. 2018; Huang et coll. 2019a; Sundstrom et coll. 2012; Xu Y. et coll. 2020; Chiu et coll. 2022; autrese
APFS	PFHpSd	–	–	–	années	années	Numata et coll. 2014; Xu Y. et coll. 2020; Li Y. et coll. 2022b; Nilsson et coll. 2022a
APFS	SPFOd,f	semaines–mois	semaines–mois	mois	années	années–décennies	Seacat et coll. 2002; Noker et Gorman 2003; Olsen et coll. 2007; Benskin et coll. 2009; De Silva et coll. 2009; Chang et coll. 2012; Zhang et coll. 2013; Numata et coll. 2014; Wong et coll. 2014; Fu et coll. 2016; Kim et coll. 2016; Shi et coll. 2016; autresg
FASA et dérivés	FOSA	–	jours	–	–	–	Ross et coll. 2012
Substances à base de FT	FTOH 8:2	–	heures	–	–	–	Fasano et coll. 2006; Huang et coll. 2019b
Substances à base de FT	Acide 5:3	–	semaines–mois	–	–	mois	Russell et coll. 2015b; Kabadi et coll. 2020
PFPA	PFPA C6	–	jours	–	–	–	D’eon et Mabury 2010
PFPA	PFPA C8	–	heures–jours	–	–	–	D’eon et Mabury 2010; Joudan et coll. 2017
PFPA	PFPA C10	–	jours	–	–	–	D’eon et Mabury 2010
PFPiA	PFPiA C6/C6	–	jours	–	–	–	D’eon et Mabury 2010
PFPiA	PFPiA C6/C8	–	jours	–	–	–	D’eon et Mabury 2010; Joudan et coll. 2017
PFPiA	PFPiA C6/C10	–	jours	–	–	–	D’eon et Mabury 2010
PFPiA	PFPiA C6/C12	–	jours–semaines	–	–	–	D’eon et Mabury 2010
PFPiA	PFPiA C8/C8	–	jours	–	–	–	D’eon et Mabury 2010; Joudan et coll. 2017
PFPiA	PFPiA C8/C10	–	jours–semaines	–	–	–	D’eon et Mabury 2010
PAP	diPAP 4:2	–	jours	–	–	–	D’eon et Mabury 2011
PAP	diPAP 6:2	–	jours	–	–	–	D’eon et Mabury 2011
PAP	diPAP 8:2	–	jours	–	–	–	D’eon et Mabury 2011
PAP	diPAP 10:2	–	jours	–	–	–	D’eon et Mabury 2011
SPFA à liaison éther (PFESA)	Cl-PFESA 6:2	–	jours	–	–	années–décennies	Shi et coll. 2016; Yi et coll. 2021
SPFA à liaison éther (PFESA)	H-PFESA 6:2	–	jours	–	–	–	Yi et coll. 2021
SPFA à liaison éther (Cl-PFECA)	Cl-PFECA	–	jours–moish	–	–	annéesi	RTC 2016; Solvay 2019
SPFA à liaison éther (PFECA)	ADONA	heures	heures–semaines	heures	–	semaines	3M 2007a, 2008a, 2008b, 2008c, 2010; Harlan Laboratories Ltd 2010
SPFA à liaison éther (PFECA)	EEA-NH4	–	heures	heures–jours	–	–	AGC Chemical 2007a, 2007b
SPFA à liaison éther (PFECA)	HFPO-DA	heures–jours	heures–jours	heures–jours	–	jours	DuPont 2008b, 2011; Gannon et coll. 2016; ECHA 2021b
SPFA à liaison éther (PFECA)	PFO4DA	heures	–	–	–	–	Kotlarz et coll. 2020; Chen et coll. 2021; NJ DEP 2021
SPFA à liaison éther (PFECA)	PFO5DoDA	mois	–	–	–	–	Chen et coll. 2021
SPFA à liaison éther (PFECA)	PFO5DoA	–	–	–	–	moisj	Kotlarz et coll. 2024
SPFA à liaison éther (PFECA)	C6O4k	–	–	–	–	jours	Fustinoni et coll. 2023
Autre	3 890 SPFA individuelles	–	–	–	–	heures–annéesk	Dawson et coll. 2023

^a Durées : heures = jusqu’à 24 heures; jours = > 1 à 7 jours; semaines = > 7 à 31 jours; mois = > 1 à 12 mois; années = > 1 an; décennies = > 10 ans.
^b L’APFO a également été étudié chez le chien, la demi-vie étant de l’ordre de quelques semaines.
^c De Silva et coll. 2009; Lou et coll. 2009; Bartell et coll. 2010; Brede et coll. 2010; Seals et coll. 2011; Zhang et coll. 2013; Numata et coll. 2014; Fu et coll. 2016; Gomis et coll. 2016, 2017; Kim et coll. 2016; Worley et coll. 2017; Li et coll. 2018a; Dzierlenga et coll. 2020; Xu Y. et coll. 2020; Chiu et coll. 2022; Li Z. et coll. 2022a; Nilsson et coll. 2022a; Rosato et coll. 2024.
^d Le PFNA, le PFDA, le PFHpS et le SPFO ont également été étudiés chez les bovins, les demi-vies étant de l’ordre de quelques semaines à quelques mois (Drew et coll. 2022).
^e Li Y. et coll. 2022b; Nilsson et coll. 2022a; Rosato et coll. 2024.
^f Le SPFO a également été étudié chez le lapin, la demi-vie étant de l’ordre de quelques mois.
^g Tarazona et coll. 2016; Gommis et coll. 2017; Worley et coll. 2017; Li Y. et coll. 2018; Huang et coll. 2019a; Xu Y. et coll. 2020; Chiu et coll. 2022; Li Y. et coll. 2022b; Nilsson et coll. 2022a; Rosato et coll. 2024.
^h Les données sont celles de la substance de n^o CAS 330809-92-2, qui est un mélange de 5 congénères de CI-PFECA (à 8, 10, 11, 13 et 14 atomes de carbone).
ⁱ Les données sont celles de travailleurs exposés aux sels de sodium (n^o CAS 220207-15-8) et d’ammonium (n^o CAS 330809-92-2) de CI-PFECA. Ces formes se dissocient en anion (n^o CAS 329238-24-6) dans l’environnement et les systèmes biologiques.
^j La diminution médiane de la concentration sérique chez les 44 participants au cours de 6 mois s’élevait à 27,4 %.
^k Dawson et coll. (2023) ont utilisé l’apprentissage machine pour prédire les demi-vies (t_1/2) chez l’humain de 3 890 SPFA, et ont divisé les SPFA en 4 groupes. Le groupe 4 (t_1/2 > 2 mois, médiane de 3,3 ans) contenait 56 % des SPFA, le groupe 3 (1 semaine < t_1/2 < 2 mois, médiane de 33 jours) contenait 7 % des SPFA, le groupe 2 (12 h < t_1/2 < 1 semaine, médiane de 2,2 jours) contenait 37 % des SPFA, et le groupe 1 (12 h < t_1/2) contenait 0 % des SPFA.

7.2 Effets sur la santé

Il existe de nombreuses études sur les effets des SPFA sur la santé. Toutefois, la majeure partie d’entre elles porte sur les APFC et les APFS, l’APFO et le SPFO en particulier. Il existe moins de données sur les autres SPFA, bien que la recherche sur ces substances, dont celle du gouvernement du Canada (voir la section 8.1.2.2), soit en hausse. On dispose actuellement de données toxicologiques et épidémiologiques pour environ 50 SPFA distinctes. Plusieurs organismes internationaux et articles de revues scientifiques ont examiné les dangers associés à ces SPFA pour la santé humaine (voir, par exemple, EFSA 2020; ATSDR 2021; Fenton et coll. 2021; ECHA 2022a, 2022b, 2023c; Polcher et coll. 2023). En revanche, les données sont peu abondantes, voire inexistantes, pour la majorité des SPFA, notamment de nombreuses SPFA qui sont présentes dans des produits commerciaux ou qui ont été trouvées dans l’environnement. Il s’agit notamment des APFS et des APFC C₁ à C₃, d’autres substances à base de FT (contenant par exemple du phosphore ou un thioéther), des SPFA cycliques, des polymères fluorés à chaîne latérale ou des perfluoropolyéthers.

L’examen des données toxicologiques disponibles pour les SPFA montre clairement que d’après les renseignements connus, l’exposition à ces substances pourrait affecter plusieurs systèmes et organes. Pour mieux comprendre les principaux paramètres touchant la santé, le gouvernement du Canada a commandé un rapport recensant les données disponibles (Sanexen 2024). L’objectif de ce rapport était de présenter un aperçu des données scientifiques accessibles au public et de mettre en évidence les points communs entre les SPFA étudiées. Le rapport ne comportait pas d’examen critique des études individuelles (tel qu’une évaluation du plan de l’étude et de leurs forces, faiblesses et biais). Le gouvernement du Canada a examiné le rapport en détail et a noté que l’on disposait de données concernant les effets récurrents sur la santé pour 50 SPFA, y compris les composés perfluorés (APFC, APFS), les composés polyfluorés (substances à base de FT, FASA et dérivés) ainsi que les composés per- ou polyfluoroalkyl éther (PFESA, PFECA, C6O4, CI-PFECA), une substance perfluorée comportant un groupe aromatique (OBS), et l’HQ-115. Plusieurs sous-groupes de SPFA (par exemple les APFC à LC ou les APFS à LC) sont bien représentés et il existe plusieurs études et paramètres sanitaires pour plusieurs composés. Toutefois, les données pour d’autres sous-groupes de SPFA étaient limitées à une seule substance ou étaient restreintes en matière de quantité et de type de données disponibles pour chaque substance. Par ailleurs, un examen distinct des études non publiées et des articles de synthèse publiés concernant le TFA a été réalisé (Solomon et coll. 2016; Dekant et Dekant 2023; ECHA 2023d, 2024b). L’exposition d’animaux de laboratoire à de fortes doses de TFA a été principalement associée à des effets hépatiques (augmentation du poids du foie, hypertrophie hépatocellulaire, augmentation de l’alanine aminotransférase [ALT]), bien qu’une augmentation du poids des reins, une diminution des globules blancs, une diminution du poids des organes reproducteurs, des pertes de la portée, une réduction du poids corporel des descendants et des malformations ont également été observées (ECHA 2023b, 2023d, 2024b).

Le tableau 4 présente un aperçu des données connues pour les différents groupes et sous-groupes de SPFA. Il existe des données toxicologiques (études sur des modèles animaux de laboratoire) et épidémiologiques (études chez les humains) pour la plupart des groupes et sous-groupes de SPFA. On note toutefois des exceptions pour les APFC C₁ à C₃ (comme le TFA et le PFPrA), les APFS C₁ à C₃ (comme l’acide trifluorométhanesulfonique [TFMS]), les substances à base de FT, le C6O4, l’OBS et l’HQ-115, pour lesquelles seules les données chez les animaux étaient disponibles, et pour les FASA, pour lesquels seules les données chez les humains étaient disponibles. Dans l’ensemble et malgré l’absence d’équivalence dans le niveau d’information entre les groupes et sous-groupes de SPFA, on a déterminé que les principaux systèmes, organes et cibles affectés comprenaient le foie, le système immunitaire, les reins, la reproduction, le développement, le système endocrinien (glande thyroïde), le système nerveux et le métabolisme (lipides, homéostasie du glucose, poids corporel). Pour la plupart de ces systèmes, organes et cibles, des effets récurrents ont été associés à l’exposition aux SPFA dans les études chez les animaux et les humains. L’exception concerne les effets sur les glandes surrénales, qui n’ont été observés que dans les études chez les animaux.

Bien que les études épidémiologiques présentent des limites, notamment le fait qu’il n’est pas souvent possible de déterminer de façon définitive le lien de cause à effet des associations observées, les résultats sont plus convaincants lorsqu’elles sont jumelées à des données toxicologiques obtenues chez des animaux de laboratoire et la valeur probante globale de l’effet en est renforcée.

Dans les sections qui suivent, nous présentons un aperçu des données connues pour chacun des paramètres de santé récurrents (voir l’annexe E pour les références à l’appui). Cet aperçu n’est pas un examen critique exhaustif des effets sur la santé attribuables aux SPFA, et il ne présente pas non plus toutes les données de toxicité nécessaires à l’évaluation du danger, ou du poids de la preuve, associé à chacune des substances. L’objectif de la section est plutôt de mettre en relief les points communs des SPFA et de résumer les effets sur la plupart des organes, des systèmes et des paramètres récurrents. Bien que les données indiquent que des associations ou des effets statistiquement significatifs ont été trouvés pour ces paramètres, on reconnaît que d’autres études peuvent n’avoir trouvé aucun effet ou association de ce type. L’information de la présente section porte essentiellement sur des études dans lesquelles des effets ont été observés, mais il existe aussi des études qui indiquent des effets nuls pour des SPFA particulières et dans certaines conditions (voir, par exemple, Arbuckle et coll. 2020; Chen Z. et coll. 2020). Ces constatations (c’est-à-dire les études n’ayant trouvé aucun effet ou association) ne sont pas décrites dans les résumés ci-dessous.

Tableau 4. Résumé des effets récurrents sur la santé examinés dans les études chez les humains et les animaux

Groupe de SPFA	Sous-groupes de SPFA	Nombre de SPFA avec données	Effet sur le poids corpo-rel	Effet sur les reins	Effet sur le système immuni-taire	Effet sur le foie (sauf les lipides sériques)	Effet sur la reproduction (sauf la PE)	Effet sur le développement (sauf la PE et la neurotoxicité)	Effet sur le système nerveux ou effet neurodéveloppemental	Effet sur le système endocrinien – PE pendant le développement	Effet sur le système endocrinien – hormones de la reproduction	Effet sur le système endocrinien – thyroïde ou hormones thyroïdiennes	Effet sur le système endocrinien – glandes ou hormones surrénales	Perturbation métabolique – lipides sériques	Perturbation métabolique – homéostasie du glucose
APFC	C1 à C3	≤ 2	-	A +	A +	A +	A +	A +	-	-	-	-	-	-	-
APFC	C4 à C7	≤ 4	H + A +	H ++ A ++	H ++ A +	H+ A ++	H + A +	H ++ A ++	A ++	A +	H +	H ++ A ++	-	A ++	H ++
APFC	≥ C8	≤ 9	H ++ A ++	H ++ A ++	H ++ A ++	H ++ A ++	H ++ A ++	H ++ A ++	H ++ A ++	H ++ A ++	H ++ A ++	H ++ A ++	A ++	H ++ A ++	H ++ A ++
APFS	C1 à C3	≤ 1	-	-	-	A +	A +	-	-	-	-	-	-	A +	A +
APFS	C4 à C7	≤ 3	H ++ A ++	H + A ++	H ++ A ++	H ++ A ++	H ++ A +	H ++ A ++	H + A +	H + A +	H ++ A+	H ++ A ++	A +	H ++ A ++	H ++
APFS	≥ C8	≤ 2-	H + A +	H ++ A +	H + A +	H + A +	H + A +	H + A +	H + A +	H ++ A +	H + A +	H + A +	A +	H + A +	H + A +
FASA et dérivés	FASA	≤ 1	H +	-	H +	-	H +	H +	H +	-	-	-	-	-	-
FASA et dérivés	Dérivés	≤ 6	H ++ A +	H + A +	A +	A ++	H + A ++	A ++	-	-	H +	H ++ A +	-	A ++	H +
Substances à base de FT	FTSA (n:2)	≤ 1	A +	A +	-	A +	-	-	-	-	-	-	-	-	-
Substances à base de FT	FTOH (n:2)	≤ 2	A ++	A ++	A ++	A ++	A +	A +	A +	-	-	A ++	-	A +	-
Substances à base de FT	FTCA (n:2 et n:3)	≤ 2	A +	A +	A +	A ++	-	-	-	-	-	A +	-	A +	-
SPFA à liaison éther	PFESA	≤ 2	A +	H +	A +	H + A +	A +	H +	-	H +	-	A +	-	H + A +	H +
SPFA à liaison éther	PFECA	≤ 12	A ++	H ++ A ++	A ++	H ++ A ++	A +	A ++	-	-	H +	A ++	A ++	H ++ A ++	A ++
SPFA à laision éther	CI-PFECA	≥ 1	A +	A +	H +	A +	A +	-	-	-	H +	H + A +	-	A +	A +
SPFA à liaison éther	C6O4	≤ 1	-	-	-	A +	A +	A +	-	-	-	A +	-	-	-
Autre	OBS	≤ 1	-	-	-	-	-	-	-	A +	-	-	-	A +	-
Autre	HQ-115	≤ 1	A +	A +	-	A +	A +	A +	A +	-	-	A +	-	A +	-

A = données sur les animaux (effet statistiquement significatif et/ou effet indésirable causé par les SPFA); H = données humaines (association significative avec exposition aux SPFA); PE = perturbation endocrinienne.
– : Aucune donnée trouvée n’indiquant un effet causé par les SPFA (A) ou un lien avec l’exposition aux SPFA (H) [effet/lien non observé, non évalué ou non trouvé].
+ : Effet récurrent observé chez l’organisme cible pour une seule SPFA du sous-groupe.
++ : Effet récurrent observé chez l’organisme cible pour plus d’une SPFA du sous-groupe.
Les caractères gras indiquent que les données humaines et animales indiquaient toutes 2 des effets pour plus d’une substance (++).
Source : Les données sur le TFA (APFC C₁ à C₃) sont tirées de ECHA (2023c, 2024b). Les données sur toutes les autres SPFA ont été adaptées des données de Sanexen (2024).

7.2.1 Foie

Les effets sur le foie sont l’un des paramètres les plus étudiés; on a obtenu des données pour 40 SPFA chez les humains et/ou les animaux. Dans les études épidémiologiques, l’exposition au SPFO et au PFHxS a été associée à un risque accru de certaines maladies du foie (telles que la stéatose hépatique non alcoolique, la cholélithiase, les troubles du canal cholédoque, l’inflammation lobulaire et portale, la fibrose hépatique). La variation des taux sériques d’enzymes et de bilirubine était le biomarqueur le plus courant des lésions hépatiques examinées dans les études épidémiologiques et de laboratoire. Une augmentation de la concentration d’enzymes hépatiques a été observée pour 10 APFC, 3 APFS, 2 substances à base de FT, 8 SPFA à liaison éther, et l’HQ-115, tandis qu’une variation à la hausse ou à la baisse du taux de bilirubine a été signalée pour 6 APFC, 3 APFS, 2 substances à base de FT et 4 SPFA à liaison éther, ce qui indique la possibilité que la bilirubine ne soit pas un biomarqueur fiable d’effets hépatiques dans ces cas. Dans les études en laboratoire, des signes d’hépatotoxicité ont souvent été recherchés par l’analyse du poids du foie et de paramètres histopathologiques. Une modification du poids du foie et/ou des anomalies histopathologiques comme l’hypertrophie, l’hyperplasie et la nécrose hépatocellulaires ont été observées après l’exposition à 13 APFC, 4 APFS, 2 dérivés de FASA, 5 substances à base de FT, 14 SPFA à liaison éther et l’HQ-115. En outre, des modifications de l’homéostasie des lipides dans le foie ont été examinées dans le cadre d’études chez les animaux, et des données ont été publiées pour 5 APFC, 3 APFS et 4 SPFA à liaison éther. Une augmentation et une diminution de la concentration de triglycérides hépatiques et/ou de cholestérol total ont toutes 2 été observées. Actuellement, le lien entre, d’une part, la variation de ces paramètres après une exposition aux SPFA et, d’autre part, l’homéostasie lipidique n’est pas bien compris (Das et coll. 2017).

7.2.2 Reins

La longue demi-vie biologique de certaines SPFA est attribuable en partie aux processus de réabsorption rénale (Louisse et coll. 2023). Les SPFA peuvent s’accumuler dans les tissus rénaux, et des effets sur les reins ont été observés chez les humains et/ou les animaux pour 32 SPFA. Dans les études épidémiologiques, l’exposition au PFBA, à l’APFO, au PFHxS et au SPFO a été associée à un risque accru de maladie rénale chronique ou de goutte. En outre, une modification du débit de filtration glomérulaire a aussi été associée à l’exposition à 9 APFC, à 4 APFS et au N-MeFOSA. Il convient de mentionner qu’un lien de causalité inverse est possible pour ce paramètre, c’est-à-dire qu’une diminution de la filtration glomérulaire (en raison par exemple d’un problème préexistant) peut entraîner une augmentation de la concentration de SPFA, et non qu’une concentration accrue de SPFA pourrait entraîner une diminution du débit de filtration. Les reins éliminent les déchets tels que l’acide urique, l’urée et la créatinine du sang. Ces paramètres peuvent être utilisés comme des biomarqueurs de la fonction rénale et des indicateurs d’un risque de maladie accru. Dans les études épidémiologiques et/ou en laboratoire, l’exposition à 11 APFC, à 3 APFS et à 5 SPFA à liaison éther était surtout associée à une augmentation de ces biomarqueurs. Dans les études sur des animaux, une variation du poids des reins a été constatée pour 7 APFC, 3 APFS, le N-MeFOSE, 3 substances à base de FT, 4 SPFA à liaison éther et l’HQ-115. Pour la plupart des SPFA, on a observé une augmentation du poids des reins. Cependant, pour certaines SPFA, on a également constaté une diminution du poids des reins. La néphrotoxicité, indiquée par les observations histopathologiques dans des modèles animaux, se manifestait notamment par l’hypertrophie, la dégénérescence et/ou la nécrose ou la dilatation des tubules, la nécrose ou la fibrose des papillomes ainsi que la congestion corticale et/ou médullaire. De telles observations ont été signalées pour 5 APFC, 2 APFS, 4 substances à base de FT et 3 SPFA à liaison éther.

7.2.3 Système immunitaire

Le système immunitaire peut être une cible vulnérable aux contaminants environnementaux. On a observé des effets immunitaires associés à l’exposition aux SPFA dans des études chez les humains ou les animaux réalisées sur 26 SPFA. Dans les études épidémiologiques et dans les études sur des modèles d’animaux, l’immunosuppression et le renforcement immunitaire ont été examinés.

Dans les études épidémiologiques, l’immunosuppression désigne principalement la réduction de la réponse humorale à la vaccination (par exemple contre la rubéole, le tétanos ou la diphtérie) et l’augmentation de la fréquence des maladies infectieuses (par exemple les infections de la gorge, des voies respiratoires et des oreilles, la gastroentérite, la laryngotrachéite aiguë). Une immunosuppression a été observée après l’exposition à 6 APFC, à 3 APFS et au FOSA. Dans les études sur des animaux, on a observé, après exposition à l’APFO, au SPFO ou au HFPO-DA, une immunosuppression principalement sous forme d’une diminution de la réponse des anticorps aux antigènes (réponse humorale dépendante ou indépendante des lymphocytes T). De plus, une modulation (à la hausse ou à la baisse) des taux de cytokines a été notée après l’exposition à 3 APFC, au SPFO, au FTOH 8:2 et au CI-PFESA 6:2. Une réduction de la numération, de la prolifération et/ou de l’activité des globules blancs a été constatée à la suite de l’exposition à 4 APFC, au SPFO, au FTOH 8:2 et à 3 SPFA à liaison éther, et une fréquence accrue de maladies infectieuses a été observée après une exposition au SPFO. Des articles de synthèse publiés, en particulier à propos du SPFO et de l’APFO, montrent que les résultats épidémiologiques concordent avec les observations faites dans des études sur des animaux indiquant l’importance de l’immunosuppression en tant que critère de toxicité (NTP 2016; Dewitt 2019).

En ce qui concerne le renforcement immunitaire, qui désigne la sensibilisation allergique ou l’hypersensibilité (par exemple l’asthme, la rhinite, la dermatite atopique), des études épidémiologiques ont fait état d’une association entre ce paramètre et l’exposition à 8 APFC et à 4 APFS. Dans des études de laboratoire portant sur l’exposition aux SPFA, on a observé une variation du poids des organes du système immunitaire, ainsi que des altérations histopathologiques. Dans ces études, on a noté une diminution du poids de la rate, du thymus ou des nœuds lymphatiques, souvent en lien avec des observations histopathologiques (diminution de la taille ou de la cellularité, nécrose et hyperplasie) dans ces organes ou dans la moelle osseuse. Au moins une de ces observations a été signalée après l’exposition à 6 APFC, à 2 APFS, au N-EtFOSE, à 3 substances à base de FT et à 3 SPFA à liaison éther.

7.2.4 Reproduction

Les effets sur la reproduction associés à l’exposition aux SPFA ont été examinés dans des études effectuées sur 28 SPFA chez les humains ou les animaux. Dans les études épidémiologiques, on a constaté qu’une fécondabilité réduite (c’est-à-dire la probabilité de conception au cours d’un cycle menstruel) et une infertilité accrue (c’est-à-dire un délai de grossesse supérieur à 12 mois) étaient associées à l’exposition à 4 APFC et à 2 APFS. En outre, une hypertension gravidique avec ou sans protéinurie était liée à l’exposition à 5 APFC et à 3 APFS. Dans des études animales, une réduction du nombre de gestations, une réduction des indices gestationnels et de fertilité, des changements possibles du cycle œstral, une prolongation de l’intervalle précoïtal et une augmentation des pertes après l’implantation ont été observés après l’exposition à l’HQ-115. Dans des études épidémiologiques ou animales, on a noté une augmentation de la prise de poids gestationnel associée à l’exposition aux substances suivantes : APFO, SPFO, N-EtFOSAA et HFPO-DA. Des études en laboratoire et des études épidémiologiques ont examiné les effets d’une exposition aux SPFA sur les hormones de la reproduction. La variation (augmentation ou diminution) de la concentration sérique d’œstradiol, de testostérone, de progestérone, d’hormone folliculo-stimulante et/ou de prolactine était le critère de toxicité le plus récurrent et a été associée à l’exposition à 7 APFC, à 3 APFS, au N-EtFOSA et à des CI-PFECA. En ce qui concerne les résultats des études sur la reproduction masculine, on a observé, dans des études épidémiologiques ou animales, une morphologie anormale des spermatozoïdes, une diminution du volume de sperme et une diminution de la motilité, de la concentration et/ou du nombre de spermatozoïdes associées à l’exposition à 7 APFC, à 3 APFS et au FOSA. En outre, une variation du poids des organes reproducteurs (tels que les vésicules séminales, les testicules ou les épididymes) a été signalée dans des études sur des animaux à la suite d’une exposition à 4 APFC, à 2 APFS, à 2 dérivés de FASA, au FTOH 6:2 et à 3 SPFA à liaison éther.

7.2.5 Développement

Des études chez les humains et/ou les animaux ont fourni des données sur la toxicité pour le développement associée à l’exposition à 28 SPFA. Différents scénarios d’exposition ont été pris en compte, notamment l’exposition de la mère avant la gestation ou pendant celle-ci (exposition in utero), l’exposition pendant la lactation, l’exposition après la naissance ou une combinaison de ces expositions. Les critères les plus couramment étudiés étaient les effets sur la croissance prénatale et postnatale, notamment la diminution du poids à la naissance, la taille à la naissance, l’indice pondéral et la circonférence de la tête. Ces résultats ont été observés dans des études épidémiologiques ou animales et ont été associés à l’exposition à 10 APFC, à 3 APFS, à 2 FASA et leurs dérivés, au FTOH 6:2, à 7 SPFA à liaison éther et à l’HQ-115. Dans des études en laboratoire, on a également observé une augmentation de la mortalité prénatale et postnatale à la suite de l’exposition à un grand nombre de ces mêmes SPFA. Également dans des études en laboratoire, on a constaté un retard de l’ossification et la présence d’autres anomalies squelettiques (fréquence accrue d’anomalies de la queue, du sternum et des membres) après une exposition à l’APFO, à 2 APFS, au N-EtFOSE, au FTOH 6:2 et au HFPO-DA. L’apparition d’une fente palatine a également été observée après l’exposition au SPFO. Le retard de l’ouverture des yeux était récurrent dans les études sur des animaux à la suite d’une exposition à 4 APFC et à 2 APFS. On a aussi observé des malformations qui touchaient surtout les yeux après une exposition au TFA. Dans des études épidémiologiques, un risque accru de malformations septales et/ou conotroncales dans le cœur a été associé à l’exposition au PFDA, au PFDoDA et au SPFO. Des modifications du développement du système reproducteur ont été constatées à la suite de l’exposition à 8 APFC, à 4 APFS et au HFPO-DA. Dans les études épidémiologiques, ces modifications étaient liées à une altération de la distance ano-génitale, des concentrations hormonales et de l’âge moyen d’apparition de la puberté. Chez les animaux de laboratoire, les effets les plus souvent observés sur la reproduction comprenaient une altération des taux d’hormones, un ralentissement du développement des cellules de Leydig, une modification de la fonction ovarienne, une altération de la distance ano-génitale, un retard de la puberté et le développement anormal des glandes mammaires.

7.2.6 Fonction endocrinienne (glande thyroïde)

Certaines SPFA peuvent agir comme perturbateurs endocriniens et, plus particulièrement, avoir des effets sur la fonction thyroïdienne. Des effets sur la glande thyroïde et les glandes surrénales ont été signalés dans des études portant sur 28 SPFA. Dans les études épidémiologiques, un risque accru de maladies thyroïdiennes (hyperthyroïdie, hypothyroïdie) a été associé à l’exposition à l’APFO, au PFHxS et au SPFO. La variation (augmentation ou diminution) de la concentration sérique de l’hormone thyréostimulante, de la triiodothyronine et de la thyroxine était les signes les plus récurrents de la perturbation endocrinienne causée par les SPFA. Ces effets ont été examinés à la fois dans des études épidémiologiques et en laboratoire. L’exposition aux SPFA était associée à ces effets dans les sous-groupes des jeunes et des adultes, ainsi que chez les femmes enceintes (études épidémiologiques uniquement). Dans les études en laboratoire, on a observé une variation du poids de la glande thyroïde (principalement une augmentation, mais aussi une diminution) et/ou du poids des surrénales à la suite d’une exposition à 5 APFC, à 3 APFS, à 2 substances à base de FT et à 3 SPFA à liaison éther. Des altérations histopathologiques de la glande thyroïde (principalement une hypertrophie et une hyperplasie, mais aussi des adénomes et une modification des colloïdes) ont été signalées après une exposition à 4 APFC, au PFHxS, au N-EtFOSE, à 2 substances à base de FT et à 3 SPFA à liaison éther, tandis que des modifications histopathologiques des surrénales (notamment une hypertrophie, une hyperplasie, une nécrose, une atrophie et une vacuolisation) ont été constatées à la suite d’une exposition à 2 APFC et au HFPO-DA.

7.2.7 Système nerveux

Il n’y a pas eu autant d’études sur les effets sur le système nerveux que sur les autres paramètres. Cependant, des effets récurrents ont été associés à une exposition aux SPFA chez les humains ou les animaux exposés à 14 SPFA. Les effets sur le développement neurologique et les effets neurologiques (observés à l’âge adulte) ont été étudiés. En ce qui concerne les effets sur le développement neurologique, des études épidémiologiques ont examiné les résultats associés à 7 APFC, à 3 APFS et au FOSA. Ces études ont montré que l’exposition à ces SPFA était associée à des effets variés sur le comportement (comme le trouble du déficit de l’attention avec hyperactivité, le trouble du spectre de l’autisme) et la cognition (comme l’apprentissage, la capacité de lecture). Dans les études sur des animaux, des effets sur le développement neurologique tels qu’un trouble comportemental ou une modification du comportement spontané, de la fonction cognitive et/ou de l’activité motrice chez la progéniture de rongeurs ont été constatés à la suite d’une exposition à 3 APFC et à 2 APFS. En ce qui concerne les effets neurologiques, les études en laboratoire portant sur 7 APFC, 2 APFS, le FTOH 6:2 et l’HQ-115 ont mis en évidence une neurotoxicité (notamment une cachexie, une léthargie, un retard du réflexe pupillaire bilatéral et des convulsions toniques en réponse à des stimuli), un trouble cognitif ou une perturbation de l’activité motrice (notamment sur la force de préhension et l’activité locomotrice) dans des modèles animaux. Dans des études épidémiologiques, l’exposition à l’APFO a été associée à une déficience cognitive, et l’exposition au PFBS et au SPFO de femmes enceintes, à une réduction de la qualité du sommeil.

7.2.8 Métabolisation et poids corporel

Certaines SPFA ont une structure semblable à celle des acides gras, qui activent les récepteurs activés par les proliférateurs de peroxysomes (PPAR). Comme les PPAR régulent la métabolisation des lipides et du glucose, on croit que les SPFA peuvent également avoir un effet sur la régulation du poids corporel et l’apparition du diabète. Les résultats d’études, où l’effet de 35 SPFA sur ces paramètres a été étudié chez les humains ou les animaux, ont été publiés. Dans les études épidémiologiques, l’exposition à 6 APFC et à 3 APFS était associée à une fréquence accrue du diabète gestationnel ou à une concentration accrue de biomarqueurs du diabète (tels que résistance à l’insuline, augmentation de la concentration sérique d’insuline et/ou de glucose) observées pendant la grossesse. Cependant, ces résultats n’ont pas systématiquement été observés chez les jeunes et les adultes (femmes non enceintes et hommes) exposés à des SPFA. Dans les études en laboratoire menées sur 4 APFC, le SPFO et 5 SPFA à liaison éther, une concentration accrue de biomarqueurs du diabète a été constatée chez les animaux adultes. Les concentrations avaient également augmenté chez les mères et les jeunes exposés au SPFO.

En ce qui concerne le poids corporel, dans les études épidémiologiques menées chez des adultes, l’exposition à 3 APFC, à 3 APFS et à 2 substances dérivées du FASA était associée à une augmentation de la fréquence de l’obésité et/ou des biomarqueurs de l’obésité (comme le tour de taille, l’indice de masse corporelle). Chez les enfants, les résultats étaient plus variables : l’exposition à 7 APFC, à 3 APFS, au FOSA et au CI-PFESA 8:2 était associée parfois à une augmentation, parfois à une diminution du poids corporel ou des biomarqueurs de l’obésité. Dans la plupart des études sur des animaux, une diminution du poids corporel a été observée, bien qu’une augmentation ait également été observée pour plusieurs SPFA, surtout à faible dose. Des données étaient disponibles pour 9 APFC, 3 APFS, le N-EtFOSE, 4 substances à base de FT, 5 SPFA à liaison éther et l’HQ-115.

Dans plusieurs études épidémiologiques, des variations (principalement une augmentation) de la concentration sérique de triglycérides et/ou de cholestérol étaient également associées à une exposition à des SPFA, notamment à 4 APFC, à 3 APFS et à 5 SPFA à liaison éther. À l’inverse, la concentration sérique de lipides a généralement diminué dans les études sur les animaux exposés à 8 APFC, à 4 APFS, à 2 dérivés de FASA, à 3 substances à base de FT et à 6 SPFA à liaison éther. On a formulé l’hypothèse que ces différences de modulation de l’homéostase des lipides entre l’humain et les animaux pourraient être attribuables à la grande différence entre les doses d’exposition des humains et celles des animaux (Fragki et coll. 2021).

7.2.9 Cancérogénicité

Bien que plusieurs études épidémiologiques et animales aient examiné le lien entre l’exposition aux SPFA et l’apparition de cancers, les données se limitent principalement à l’APFO et au SPFO, et les données sont moins abondantes pour un petit nombre d’autres SPFA, notamment les APFC, les APFS et les FASA. Récemment, le Centre International de Recherche sur le Cancer (CIRC ou IARC) a classé l’APFO comme étant cancérogène pour l’Homme (groupe 1) et le SPFO comme étant peut-être cancérogène pour l’Homme (groupe 2B) [Zahm et coll. 2024]. Les résultats sur l’APFO reposent sur des données probantes suffisantes obtenues sur des animaux de laboratoire, des indications mécanistiques solides (de modifications épigénétiques et d’immunosuppression, ainsi que de plusieurs autres grandes caractéristiques des agents cancérogènes) et des données probantes limitées chez l’humain (adénocarcinome rénal et cancer des testicules). Les données sur les SPFO s’appuient sur des indications mécanistiques solides (de modifications épigénétiques et d’immunosuppression, ainsi que de plusieurs autres grandes caractéristiques des agents cancérogènes), des données probantes limitées chez les animaux de laboratoire et des données probantes insuffisantes chez l’humain. Pour ce qui est des autres SPFA, certaines études épidémiologiques ont montré un risque accru de cancer (ATSDR 2021). Par exemple, une étude examinant le cancer de la prostate a permis d’établir une association entre les concentrations sériques élevées de PFHxS, de PFDA et de PFUnDA et le cancer de la prostate chez les hommes ayant un facteur de risque héréditaire (parent au premier degré ayant un cancer de la prostate) [Hardell et coll. 2014]. Dans une autre étude, le diagnostic chez des femmes (mélanome et cancer de l’utérus) était lié à la concentration de PFNA, de PFDA et de PFUnDA dans le sérum (Cathey et coll. 2023). Toutefois, dans la plupart des études, l’association entre l’exposition aux SPFA autres que l’APFO et le SPFO et le risque de cancer demeure variable. Une autre étude visait les effets sur la santé d’un grand nombre de personnes de la région italienne de la Vénétie, dont l’eau de surface, les eaux souterraines et l’eau potable avaient été contaminées par de nombreuses SPFA. Les chercheurs ont constaté un taux accru de mortalité due à des néoplasmes malins, notamment le cancer des reins et des testicules, chez la population exposée (Biggeri et coll. 2024).

Temkin et coll. (2020) ont employé une approche fondée sur le poids de la preuve (prise en compte des données épidémiologiques, des données in vivo sur les animaux et des données in vitro), en faisant appel au cadre d’application des caractéristiques clés des agents cancérogènes pour la détermination des risques de cancer, afin d’évaluer 26 SPFA. Les auteurs ont constaté que de nombreuses SPFA présentaient plusieurs des caractéristiques clés des agents cancérogènes (par exemple : provoque un stress oxydatif, cause un effet immunosuppresseur, modifie la prolifération cellulaire, occasionne des modifications épigénétiques). Ils ont constaté que des SPFA bien étudiés, comme l’APFO et le SPFO, présentaient jusqu’à 5 caractéristiques clés.

7.3 Aperçu des doses minimales entraînant un effet nocif observé (DMENO)

Le tableau 5 présente un aperçu des doses les plus faibles auxquelles des effets nocifs ont été observés à la suite d’une exposition orale aux SPFA dans le cadre d’études sur des animaux. Ces études, portant sur les paramètres préoccupants les plus courants, ont produit des résultats pour 43 SPFA. Les DMENO désignent les doses expérimentales externes, en mg/kg p.c./j, qui sont associées à des changements nocifs statistiquement significatifs pour un paramètre donné. La compilation des valeurs n’est pas exhaustive, notamment pour les SPFA pour lesquelles on dispose de beaucoup de données, l’accent ayant été mis sur les valeurs plus faibles. Les études toxicologiques menées sur divers modèles animaux, de conception variée (par exemple pour le schéma posologique, la durée de l’étude ou les analyses statistiques), ont été recensées et examinées. La dose avec effet critique varie en fonction notamment du choix des doses à l’essai dans une étude de toxicologie, et selon qu’une dose sans effet nocif observé (DSENO) a été établie. Plusieurs des DMENO présentées au tableau 5 étaient également la dose à l’essai la plus faible (c’est-à-dire qu’on n’a pas pu déterminer une DSENO). La dose la plus faible à l’étude variait parfois de plus d’un ordre de grandeur entre les études.

À ce jour, les chercheurs n’ont pas établi de consensus concernant les paramètres dénotant la plus grande sensibilité dans les études animales pour une SPFA donnée. C’est pourquoi il existe divers paramètres utilisés comme points de départ pour les évaluations des risques, ce qui explique en partie le large éventail de valeurs toxicologiques de référence utilisées par les gouvernements et les organisations dans le monde. Des évaluations récentes ont permis de conclure que les effets sur le système immunitaire, qui sont les effets associés aux concentrations sériques de SPFA les plus faibles chez les animaux et les humains, sont critiques (EFSA 2020; US EPA 2022a, 2022b). Cependant, la science évolue rapidement et, comme on l’a observé dans le passé, il se peut que de nouvelles données indiquent que des effets se produisent sur d’autres paramètres à des doses plus faibles.

Tableau 5. Aperçu des DMENO les plus faibles trouvées pour divers paramètres préoccupants à la suite d’une exposition orale aux SPFA chez des animaux de laboratoire

Cible	Effet sur la santé	Plage des DMENOa (mg/kg p.c./j)	Nombre de SPFAb	References
Foie	Lésions histo-pathologiques non néoplasiques	0,01 à 300	20	IRDC 1978; NOTOX 1999; Covance Laboratories Inc. 2001; 3M 2008d; Butenhoff et coll. 2002, 2009, 2012a; Perkins et coll. 2004; Kirkpatrick 2005; DuPont 2008a, 2008b, 2008c, 2008d, 2008e, 2010a, 2010b, 2012, 2013a, 2013b; Loveless et coll. 2008, 2009; Stump et coll. 2008; Ladics et coll. 2008; Chengelis et coll. 2009b; Gordon 2011; Hirata-Koizumi et coll. 2012, 2015; Serex et coll. 2014; Takahashi et coll. 2014; Caverly Rae et coll. 2015; Filgo et coll. 2015; Kato et coll. 2015; Mukerji et coll. 2015; Quist et coll. 2015; Xing 2016; Sheng et coll. 2017; Wang J. et coll. 2017; Chang et coll. 2018; NTP 2019a; Wang X. et coll. 2019; Blake et coll. 2020; Zhou et coll. 2020; ECHA 2021a; Wang G. et coll. 2021
Foie	Lésions néoplasiques	0,1 à 500	2	Butenhoff et coll. 2012a; DuPont 2013b; Caverly Rae et coll. 2015
Foie	Augmentation du poids du foie (parfois concomitante avec une augmentation des enzymes sériques et/ou une variation de la teneur en lipides/ glycogène du foie)	0,002 à 300	26	Kennedy 1987; Harris et Birnbaum 1989; Kawashima et coll. 1995; Liu et coll. 1996; Covance Laboratories Inc. 1999, 2000; 3M 2001; Seacat et coll. 2002; York 2003; Butenhoff et coll. 2004b, 2012b; Kirkpatrick 2005; Luebker et coll. 2005a; Miyata 2007; Das et coll. 2008, 2015; DuPont 2008a, 2008b, 2008c, 2008d, 2008e, 2009a, 2010c; Lefebvre 2008; Son et coll. 2008; Zhang et coll. 2008, 2018b; Ding et coll. 2009; Dong et coll. 2009b; Lieder et coll. 2009a; Xie et coll. 2009; Mertens et coll. 2010; Wolf et coll. 2010; Fang et coll. 2012a; Wan et coll. 2014; Wang J. et coll. 2015; Zhong et coll. 2016; Rushing et coll. 2017; Zheng et coll. 2017; Chang et coll. 2018; Frawley et coll. 2018; Huck et coll. 2018; Lai et coll. 2018; NCDPH 2018; Sheng et coll. 2018; Wu et coll. 2018; Conley et coll. 2019, 2021; Guo et coll. 2019, 2021a, 2021b; NTP 2019a, 2019b; Chen et coll. 2021; Woodlief et coll. 2021
Rein	Augmentation du poids des reins et/ou altérations des paramètres biochimiques	0,13 à 1 000	18	Covance Laboratories Inc. 1999; NOTOX 1999; Butenhoff et coll. 2004b, 2009; Kirkpatrick 2005; Asahi Glass 2006; Miyata 2007; DuPont 2008a, 2008b, 2008c, 2008d, 2008e, 2009a, 2010a, 2010b, 2010c, 2012, 2013a; Stump et coll. 2008; Chengelis et coll. 2009b; Ding et coll. 2009; Dong et coll. 2009; Loveless 2009; Gordon 2011; Hirata-Koizumi et coll. 2012, 2015; Serex et coll. 2014; Takahashi et coll. 2014; Kato et coll. 2015; Mukerji et coll. 2015; Xing et coll. 2016; NCDPH 2018; NTP 2019a, 2019b; Blake et coll. 2020; ECHA 2021a
Rein	Lésions histo-pathologiques	5 à 300	5	York 2003; Kirkpatrick 2005; Ladics et coll. 2008; Lieder et coll. 2009a; DuPont 2010a, 2010b, 2010c, 2013b; Caverley Rae et coll. 2015; Klaunig et coll. 2015; ECHA 2021b
Fonction immunitaire	Modification de la réponse immunitaire (diminution de la réponse des anticorps à un antigène, diminution de la résistance à la maladie et/ou modification de la réponse des cytokines)	0,0004 à 100	5	Peden-Adams et coll. 2008; Dong et coll. 2009, 2011; Guruge et coll. 2009; Fair et coll. 2011; Bodin et coll. 2016; DeWitt et coll. 2016; Zhong et coll. 2016; Rushing et coll. 2017; Wang X. et coll. 2019, 2021
Fonction immunitaire	Apparition de lésions histo-pathologiques ou modification à des sous-groupes de population de cellules spléniques	0,03 à 315	11	Griffith et Long 1980; Covance Laboratories Inc. 2002; Kirkpatrick et coll. 2005; Fang et coll. 2008; Son et coll. 2009; Hirata-Koizumi et coll. 2015; Kato et coll. 2015; Zhong et coll. 2016; Rushing et coll. 2017; Frawley et coll. 2018; Guo et coll. 2021c; Woodlief et coll. 2021
Fonction immunitaire	Diminution du poids de la rate et/ou du thymus	1 à 125	9	Yang et coll. 2001; Kirkpatrick 2005; DuPont 2008a, 2008b, 2008c, 2008d, 2008e, 2009, 2012; Lieder et coll. 2009b; Loveless et coll. 2008; Fang et coll. 2009, 2010; Kato et coll. 2015; DeWitt et coll. 2016; Zhong et coll. 2016; NTP 2019a, 2019b; Rushing et coll. 2017
Fonction immunitaire	Diminution du taux de globulines, augmentation du rapport A/G et/ou diminution du taux d’immuno-globulines G1	0,2 à 250	7	DuPont 2007, 2008a, 2008b, 2008c, 2008d, 2008e, 2013b; Lefebvre et coll. 2008; Loveless et coll. 2009; Caverly Rae et coll. 2015; NTP 2019a, 2019b
Fonction immunitaire	Modification du nombre de globules blancs	1 à 100	2	Gordon 2011; DuPont 2013a
Reproduction	Modification de l’appareil reproducteur masculin	0,01 à 500	14	Argus Research Laboratories Inc. 1999a; Covance Laboratories Inc. 1999; SC 2006; Miyata et coll. 2007; Shi et coll. 2007; DuPont 2008a, 2008b, 2008c, 2008d, 2008e, 2013a; Feng et coll. 2009, 2010; Loveless et coll. 2009; Shi et coll. 2009a; Serex et coll. 2014; Hirata-Koizumi et coll. 2015; Kato et coll. 2015; Mukerji et coll. 2015; Li L. et coll. 2018; Singh et Singh 2018, 2019a; Zhou et coll. 2018, 2020; NTP 2019a; ATSDR 2021; Yan et coll. 2021
Reproduction	Modification de l’appareil reproducteur féminin	0,2 à 1 000	7	DuPont 2008a, 2008b, 2008c, 2008d, 2008e, 2013; Fair et coll. 2011; Hirata-Koizumi et coll. 2012; Kato et coll. 2015; Miyata 2007; Mukerji et coll. 2015; Chen et coll. 2017; NTP 2019b; Wang X. et coll. 2018; Cao et coll. 2020
Reproduction	Variation de la concentration sérique des hormones de reproduction (testostérone, œstradiol, LH, FSH et/ou progestérone)	0,2 à 200	7	Cook et coll. 1992; Liu et coll. 1996; Biegel et coll. 2001; Seacat et coll. 2002; Shi et coll. 2007, 2009a, 2009b; Feng et coll. 2009; Zhao et coll. 2010; Li L. et coll. 2018; Chen et coll. 2019; NTP 2019a; Singh et Singh 2019a; Cao et coll. 2020; Yan et coll. 2021
Reproduction	Effets indésirables pendant la gestation et/ou la lactation	0,4 à 1 000	10	Riker Laboratories Inc. 1981; Argus Research Laboratories Inc. 1999a, 1999b, 1999c, 2000; Case et coll. 2001; Luebker et coll. 2005b; Das et coll. 2008; Wolf et coll. 2010; White et coll. 2011; Hirata-Koizumi et coll. 2012; DuPont 2013a; O’Connor et coll. 2014; Kato et coll. 2015; Lee et coll. 2015; Mukerji et coll. 2015; Chang et coll. 2018; Blake et coll. 2020
Développement	Réduction de la survie postnatale	0,3 à 1,6	4	Stump et coll. 1997; Butenhoff et coll. 2004b; Luebker et coll. 2005b; Abbott et coll. 2007; Wolf et coll. 2010; Xia et coll. 2011; White et coll. 2011; Chen et coll. 2012
Développement	Modification de la croissance prénatale et/ou postnatale (faible poids à la naissance, réduction de la prise de poids corporel, retard de l’ouverture des yeux, ossification réduite, altérations squelettiques)	0,3 à 1 000	14	Riker Laboratories Inc. 1980; Hazleton Laboratories America Inc. 1983; Harris et Birnbaum 1989; Argus Research Laboratories Inc. 1999d, 1999e, 1999f; Luebker et coll. 2005a, 2005b; Lau et coll. 2006; Das et coll. 2008, 2015; Loveless et coll. 2009; DuPont 2010c; Hu et coll. 2010; Onishchenko et coll. 2011; Gordon 2011; Hirata-Koizumi et coll. 2012, 2015; Asahi Glass 2014; Iwai et Hoberman 2014; Rogers et coll. 2014; Takahashi et coll. 2014; Koskela et coll. 2016; Feng et coll. 2017
Développement	Modification du dévelop-pement du système reproducteur (modification des hormones sexuelles, retard de la puberté, diminution du poids et/ou de la fonction des organes masculins, modification de la fonction et/ou de la morphologie des organes féminins)	0,01 à 200	8	Lau et coll. 2006; Macon et coll. 2011; Das et coll. 2015; Tucker et coll. 2015; Zhong et coll. 2016; Feng et coll. 2017; Ramhøj et coll. 2018, 2020; Song P. et coll. 2018; Conley et coll. 2019; Singh et Singh 2019a; Li C. et coll. 2021; Li Z. 2021; Zhang et coll. 2021a
Développement	Modification des hormones thyroïdiennes	0,4 à 200	3	Lau et coll. 2003; Luebker et coll. 2005a; Feng et coll. 2017; Ramhøj et coll. 2020
Développement	Augmentation du poids du foie et/ou modifications métaboliques chez les fœtus/petits (variation du cholestérol, de glucose, d’insuline et/ou de leptine dans le sérum, augmentation du poids corporel, diminution de l’accumulation de glycogène dans le foie des fœtus)	0,01 à 10	6	Harris et Birnbaum 1989; Hines et coll. 2009; Stump et coll. 2008; Wan et coll. 2014; Das et coll. 2015; Quist et coll. 2015; Zhong et coll. 2016; Chang et coll. 2018; Conley et coll. 2019, 2021
Système endocrinien	Glandes surrénales (variation du poids, augmentation du cortisol ou de la corticostérone, modifications histopatho-logiques)	0,01 à 100	8	3M 2007b; DuPont 2008a, 2008b, 2008c, 2008d, 2008e, 2010a, 2010b, 2010c; Fang et coll. 2008, 2009; Gordon 2011; Hirata-Koizumi et coll. 2015; Kato et coll. 2015; Hadrup et coll. 2016; NTP 2019a, 2019b
Système endocrinien	Glande thyroïde (variation du poids, variation de la T3, de la T4 et/ou de la TSH, modifications histopatho-logiques)	0,1 à 125	18	Harris et coll. 1989; Covance Laboratories Inc. 2001; Butenhoff et coll. 2002, 2009, 2012a, 2012b; Seacat et coll. 2002; Lau et coll. 2003; Thibodeaux et coll. 2003; Kirkpatrick 2005; Luebker et coll. 2005a; 3M 2007b; DuPont 2007, 2012; Ladics et coll. 2008; Loveless et coll. 2009; Yu et coll. 2009; Gordon 2011; Serex et coll. 2014; Hirata-Koizumi et coll. 2015; Feng et coll. 2017; Ramhøj et coll. 2018, 2020; Wang X. et coll. 2018; Conley et coll. 2019, 2021; NTP 2019a, 2019b; Cao et coll. 2020; Hong et coll. 2020; ECHA 2021b
Système nerveux	Diminution de la force de préhension, diminution de l’activité motrice, modifications du système dopaminer-gique, réflexe pupillaire différé, hypoactivité et prostration	0,5 à 150	7	Griffith et coll. 1980; Miyata 2007; Butenhoff et coll. 2012b; Hirata-Koizumi et coll. 2015; Kato et coll. 2015; Salgado et coll. 2016; Kawabata et coll. 2017b
Système nerveux	Modifications du développe-ment neurologique (comporte-ment spontané et/ou cognitif, modification de l’hippocampe)	0,3 à 9,2	3	Johansson et coll. 2008; Onishchenko et coll. 2011; Zeng et coll. 2011; Viberg et coll. 2013; Wang Y. et coll. 2015; Koskela et coll. 2016; Goulding et coll. 2017; Mshaty et coll. 2020
Métabolisation et poids corporel	Effets sur l’homéostasie du glucose	0,01 à 1 000	12	Ding et coll. 2009; Hines et coll. 2009; Gordon 2011; Fang et coll. 2012b; Hirata-Koizumi et coll. 2012; Serex et coll. 2014; Wan et coll. 2014; Kato et coll. 2015; Bodin et coll. 2016; Zheng et coll. 2017; Huck et coll. 2018; Lai et coll. 2018; NCDPH 2018; Wu et coll. 2018; Zhou et coll. 2020; Chen et coll. 2021
Métabolisation et poids corporel	Augmentation des lipides sériques	0,01 à 125	6	Butenhoff et coll. 2002; Shi et coll. 2007, 2009; Huck et coll. 2018; Wu et coll. 2018; Chen et coll. 2021; Conley et coll. 2021
Métabolisation et poids corporel	Diminution des lipides sériques	0,01 à 1 000	23	Covance Laboratories Inc. 1999, 2001, 2002; Seacat et coll. 2002; Kirkpatrick 2005; Luebker et coll. 2005a; Ladics et coll. 2008; Loveless et coll. 2008, 2009; Chengelis et coll. 2009b; Ding et coll. 2009; DuPont 2009a, b, 2010a, 2010b, 2010c, 2012, 2013a; Bijland et coll. 2011; Gordon 2011; Butenhoff et coll. 2012a, 2012b; Fang et coll. 2012a; Hirata-Koizumi et coll. 2012; Takahashi et coll. 2014; Kato et coll. 2015; Quist et coll. 2015; Wang J. et coll. 2017; Chang et coll. 2018; Lai et coll. 2018; NCDPH 2018; Sheng et coll. 2018; Singh et Singh 2018; Wu et coll. 2018; Zhang H. et coll. 2018; Conley et coll. 2019, 2021; NTP 2019a, 2019b; Blake et coll. 2020; Zhou et coll. 2020; ECHA 2021a
Métabolisation et poids corporel	Augmentation du poids corporel	0,01 à 100	6	Hines et coll. 2009; Loveless et coll. 2009; Zhang H. et coll. 2018; Blake et coll. 2020; Chen et coll. 2021
Métabolisation et poids corporel	Diminution du poids corporel	0,4 à 1 000	18	Griffith et Long 1980; Hazleton Laboratories America Inc. 1983; Harris et Birnbaum 1989; Permadi et coll. 1993; Kawashima et coll. 1995; Argus Research Laboratories Inc. 1998, 1999a, 1999b, 1999d; NOTOX 1999; Case et coll. 2001; Luebker et coll. 2005a; Shi et coll. 2007, 2009; Ladics et coll. 2008; Lefebvre et coll. 2008; Loveless et coll. 2008, 2009; Stump et coll. 2008; Ding et coll. 2009; Dong et coll. 2009; Fang et coll. 2009; Xie et coll. 2009; DuPont 2012, 2013b; Hirata-Koizumi et coll. 2012, 2015; Asahi Glass 2014; O’Connor et coll. 2014; Takahashi et coll. 2014; Caverly Rae et coll. 2015; Das et coll. 2015; Kato et coll. 2015; Lee et coll. 2015; Mukerji et coll. 2015; Wang Z. et coll. 2015; Hadrup et coll. 2016; Xing et coll. 2016; Kawabata et coll. 2017b; Frawley et coll. 2018; Sheng et coll. 2018; Conley et coll. 2019, 2021; NTP 2019a, 2019b; Blake et coll. 2020; NTP 2020; ECHA 2021b; Wang G. et coll. 2021

A/G = albumine/globuline; FSH = hormone folliculostimulante; LH = hormone lutéinisante; T3 = triiodothyronine; T4 = thyroxine; TSH = hormone thyréostimulante.
^a La DMENO indiquée était la dose la plus faible à l’étude ayant donné une réponse. Il est donc possible que la vraie DMENO n’ait pas été examinée et que sa valeur soit plus faible.
^b Le nombre de SPFA représente le nombre de substances différentes pour lesquelles des données ont été obtenues. Il peut y avoir plus d’une étude dans laquelle une DMENO a été établie pour une SPFA donnée.
Source : Sanexen (2021).

7.4 Mode d’action

Les mécanismes d’action des effets causés par les SPFA ne sont pas bien élucidés. On pense que bon nombre de ces effets sont causés en partie par l’activation du récepteur alpha activé par les proliférateurs de peroxysomes (PPARα), qui module l’homéostasie des lipides et du glucose, la prolifération et la différenciation cellulaires ainsi que l’inflammation. Cependant, des études menées sur des animaux chez lesquels l’expression de PPARα a été supprimée ont également montré certains effets indésirables, notamment une stéatose hépatique (Das et coll. 2017) et de la toxicité pour le développement chez la souris (Abbott et coll. 2009), ce qui semble indiquer que des mécanismes autres que l’activation de PPARα sont également en cause. Il est plus probable que plusieurs récepteurs nucléaires, dont le récepteur constitutif des androstanes (CAR), jouent un rôle dans la médiation des effets causés par les SPFA dans les différents organes cibles (Elcombe et coll. 2010). Dans des études in vitro à haut débit, l’ensemble de données Tox21 de l’EPA (provenant d’une collaboration de recherche fédérale aux États-Unis) montre que les FTOH, les APFS et les APFC à chaîne courte et à longue chaîne peuvent interagir avec environ 24 récepteurs nucléaires différents, le nombre de récepteurs variant selon la SPFA (Goodrum et coll. 2021). Au cours d’une étude plus récente faisant appel aux données de dépistage Tox21, la bioactivité de 32 SPFA a été examinée au moyen de plus de 75 paramètres d’essai (par exemple, les récepteurs nucléaires, la réponse au stress et la métabolisation). L’objectif était de mieux comprendre les effets des SPFA sur les cibles et les voies. Une analyse de l’enrichissement consistant à comparer les composés SPFA aux composés non SPFA dans la bibliothèque des composés Tox21 a montré que les SPFA sont enrichies lors des essais visant les récepteurs nucléaires (récepteur alpha des œstrogènes, récepteur X des rétinoïdes, récepteurs gamma et delta activés par les proliférateurs de peroxysomes, et potentiel de la membrane mitochondriale), la réponse au stress (aromatase, élément de réponse antioxydant, p53) et la métabolisation (forte affinité pour l’enzyme CYP2C9) [Ooka et coll. 2024].

Les voies associées aux effets néfastes qui sont jugées pertinentes pour l’exposition aux SPFA ont commencé à être examinées dans le cadre de plusieurs études, mais aucune de celles-ci n’a été approuvée par l’OCDE jusqu’à présent. Les voies associées aux effets néfastes décrivent un événement moléculaire déclencheur (EMD) qui peut être lié à un effet néfaste par de multiples événements clés (EC) reliés entre eux par des relations se produisant successivement à différents niveaux de l’organisation biologique (Ankley 2010). Kaiser et coll. (2022) se sont servis de données d’études épidémiologiques ainsi que d’événements moléculaires et d’effets néfastes établis lors d’études in vivo et in vitro pour explorer la relation entre l’exposition aux SPFA et les effets métaboliques. Ils ont déterminé qu’un lien pouvait être établi entre l’exposition aux SPFA et certains aspects des 3 voies associées à des effets néfastes existantes suivantes : 1) hypertension, par oxydation des peptides (EMD); 2) hypertension accrue due à l’inhibition de l’activité du transporteur de la sérotonine (EMD), qui entraîne un taux accru de calcium intracellulaire (EC) et l’activation de la phospholipase C (EC); et 3) obésité due à la modification épigénétique du récepteur gamma activé par les proliférateurs des peroxysomes (EMD), qui entraîne l’activation de ce récepteur (EC) et une augmentation de l’adipogénèse (EC). Lu et coll. (2023) ont proposé 5 nouvelles voies associées à des effets néfastes de toxicité pour la reproduction chez les mâles après l’exposition à des acides perfluoroalkyliques : 1) changement de la perméabilité des membranes causant une réduction de la motilité des spermatozoïdes; 2) perturbation de la fonction mitochondriale entraînant une apoptose des spermatozoïdes; 3) diminution de l’expression de l’hormone de libération des gonadotrophines dans l’hypothalamus provoquant une réduction de la production de testostérone chez les rats mâles; 4) activation de la voie de signalisation de l’enzyme p38 entraînant la perturbation de la barrière hématotesticulaire chez les souris; et 5) inhibition de l’activité de l’enzyme p-FAK-Tyr407 causant la destruction de la barrière hématotesticulaire. Neagu et coll. (2021) ont avancé que le mode d’action de l’immunotoxicité des SPFA comprenait la méthylation de l’ADN ainsi que la modification de l’expression génique et de la régulation des cytokines. De plus, un lien a été établi entre les produits chimiques perfluorés et une voie associée à des effets néfastes qui décrit des effets nocifs sur le développement neurologique des humains résultant d’une interférence xénobiotique avec la protéine transthyrétine de transport des hormones thyroïdiennes dans le sérum (Janus et coll. 2023).

En ce qui concerne le mode d’action et la cancérogénicité des SPFA, il existe peu de données laissant à penser que les SPFA sont directement mutagènes. En fait, les SPFA associées à des cancers agissent probablement par des mécanismes non génotoxiques. Dans le cadre d’une synthèse, Pesonen et Vähäkangas (2024) ont étudié des mécanismes propres à des tissus qui étaient potentiellement responsables de la formation de tumeurs dans le foie, les reins, les testicules et les seins après une exposition à des SPFA. Les changements moléculaires observés comprenaient la perturbation de la signalisation par les récepteurs nucléaires, la perturbation de la métabolisation des lipides et de l’équilibre endocrinien, ainsi que l’induction d’un stress oxydatif et de changements épigénétiques. Dans le même ordre d’idée, Boyd et coll. (2022) ont examiné les mécanismes d’action liés à l’exposition aux SPFA et proposé 3 voies d’action majeures pour la cancérogénicité des SPFA : une altération métabolique, une perturbation endocrinienne et une perturbation épigénétique. De plus, des études sur les pompiers aux États-Unis ont montré que les concentrations sériques de SPFA étaient liées à un vieillissement épigénétique accéléré et à une méthylation de l’ADN spécifique au locus. Ces biomarqueurs de la toxicité sont associés à de nombreuses maladies, dont le cancer (Goodrich et coll. 2021a).

7.5 Mélanges et effets cumulatifs sur la santé humaine

Les données d’échantillonnage environnemental et de biosurveillance montrent clairement que les humains sont généralement exposés à plusieurs SPFA. Malgré le manque de données sur la toxicité d’un grand nombre de SPFA, il est également évident que les SPFA étudiées pourraient avoir des effets sur les mêmes organes et systèmes (par exemple le foie, le système immunitaire, la glande thyroïde, les lipides sériques). Étant donné l’exposition simultanée à de multiples SPFA et la similitude des paramètres touchés, on craint que l’exposition aux SPFA puisse être associée à des effets cumulatifs (ECHA 2022a). La plupart des études toxicologiques et épidémiologiques ont évalué les effets associés à l’exposition à une SPFA à la fois, mais cette approche, bien qu’utile pour fournir des données robustes, spécifiques et non biaisées sur les effets potentiels sur la santé, ne permet généralement pas d’évaluer le potentiel d’interaction, la non-additivité des effets ou les effets cumulatifs à des doses plus faibles. Les dangers de l’exposition aux mélanges de SPFA sont en grande partie inconnus. Un nombre limité d’études in vivo et in vitro visaient à évaluer l’effet interactif de plusieurs SPFA sur différents paramètres (voir Ojo et coll. 2021 pour un résumé, ainsi qu’Addicks et coll. 2023). Des effets antagonistes, synergiques et additifs ont tous été observés dans différentes études et peuvent varier selon les espèces, les doses, les proportions de doses, la durée d’exposition et les composants du mélange (Ojo et coll. 2021).

Auparavant, les études épidémiologiques se limitaient à des études de mélanges chimiques (par exemple les mélanges de plusieurs SPFA), parce que de nombreux produits chimiques distincts sont corrélés entre eux (c’est-à-dire que les personnes exposées à une concentration élevée d’une substance sont souvent aussi exposées à une concentration élevée d’une autre). Il est donc difficile de déterminer la contribution unique de chaque produit chimique ou d’en examiner les effets cumulatifs (Braun et coll. 2016). Au cours des dernières années, plusieurs outils statistiques novateurs ont été mis au point pour surmonter ces difficultés (Carrico et coll. 2015; Bobb et coll. 2018; Keil et coll. 2019). Grâce à ces nouveaux outils qui évoluent constamment, les épidémiologistes commencent à obtenir des preuves d’effets cumulatifs sur la santé dus à l’exposition à des mélanges de SPFA (Borghese et coll. 2022; Rosato et coll. 2022; Goodman et coll. 2023; Palaniyandi et coll. 2023; Kuiper et coll. 2024). Ces travaux devraient également permettre de déterminer si certaines SPFA présentes dans un mélange peuvent être les « mauvais éléments » à l’origine d’un effet du mélange. Un défi permanent dans ce domaine est d’identifier les mélanges statistiquement importants, c’est-à-dire les mélanges de SPFA auxquels les humains sont réellement exposés, par opposition à ceux pour lesquels les données de biosurveillance sont corrélées pour d’autres raisons (par exemple par des processus physiologiques communs, tels que les voies de distribution et d’excrétion).

7.6 Nouvelles approches méthodologiques pour l’évaluation des dangers pour la santé humaine

Les nouvelles approches méthodologiques (NAM, décrites plus haut à la section 6.2.5) offrent une solution économique en matière de temps et de ressources pour remplacer l’expérimentation classique sur des animaux et sont de plus en plus utilisées pour obtenir des données sur les dangers et les risques, hiérarchiser les produits chimiques, évaluer les risques pour la santé humaine et réduire la dépendance à l’égard des modèles de mammifères. On a récemment élaboré des cadres décrivant des critères d’adéquation permettant d’évaluer et de rendre crédible l’utilisation des NAM dans des contextes réglementaires pour examiner les produits chimiques pour lesquels on dispose de peu de données (comme les SPFA) et donner confiance aux parties intéressées partout dans le monde à l’égard du fondement scientifique des NAM (Ball et coll. 2022; van der Zalm et coll. 2022; Magurany et coll. 2023; ICCVAM 2024).

L’utilité de détecter des milliers de produits chimiques à l’aide d’essais de toxicité in vitro à haut débit (US EPA 2021b) a été démontrée dans le cadre du programme existant de prévision de la toxicité (ToxCast; Judson et coll. 2010; Reif et coll. 2010; US EPA 2015) et de plus en plus par des efforts de collaboration, notamment l’initiative intitulée Accelerating the Pace of Chemical Risk Assessment (APCRA) [Paul Friedman et coll. 2020]. Plusieurs SPFA sont actuellement répertoriées dans l’inventaire chimique ToxCast, qui révèle les caractéristiques qui pourraient être utilisées pour définir les SPFA d’après leur potentiel d’immunotoxicité (Naidenko et coll. 2021), de cancérogénicité (Singh et Hsieh 2021) ou de toxicité pour des organes cibles (Massarsky et coll. 2022).

En général, il est considéré que l’on manque de données sur les SPFA (à l’exception du SPFO et de l’APFO), ce qui fait de ce groupe un candidat idéal pour le criblage à haut débit et le recours aux NAM dans l’objectif de mieux comprendre les caractéristiques distinctes de cette catégorie de substances. Les NAM ont été utilisées pour générer des données à l’aide de techniques de criblage à haut débit pour des sous-ensembles apparentés de produits chimiques présentant des caractéristiques variées (c’est-à-dire des propriétés physicochimiques et structurales) et également pour modéliser et caractériser les dangers, notamment aux fins d’extrapolation (Kuseva et coll. 2021). Le recours à des analyses in vitro et in silico pour étudier les propriétés mécanistiques des SPFA a permis de révéler une interaction directe avec le récepteur activé des proliférateurs de peroxysomes (PPAR) nucléaire et d’autres facteurs de transcription (Azhagiya Singam et coll. 2020, 2024; Behr et coll. 2020; Almeida et coll. 2021; Houck et coll. 2021; Tachachartvanich et coll. 2022; Sadrabadi et coll. 2023; Barutcu et coll. 2024). Cependant, l’activation du PPAR n’explique pas entièrement à elle seule la toxicité des SPFA. D’autres mécanismes, entraînant des effets tels qu’une perturbation de la métabolisation et de la régulation du cholestérol, une immunotoxicité et une cancérogénicité, jouent un rôle, et des NAM visant à trouver des indicateurs in vitro permettant de caractériser et de quantifier ces résultats sont en cours d’élaboration (Naidenko et coll. 2021; Singh et Hsieh 2021). Les efforts déployés par le gouvernement du Canada en vue d’utiliser les NAM pour combler les lacunes en matière de données sur les SPFA sont présentés plus en détail à la section 8.1.2.

8. Mesures prises au Canada et à l’étranger à l’égard des SPFA

8.1 Activités au Canada

8.1.1 Évaluation et gestion des risques au titre de la LCPE

Au Canada, 3 sous-groupes bien définis de SPFA ont été évalués au titre de la LCPE. Ils ont été jugés préoccupants pour l’environnement et ont donc été ajoutés à l’annexe 1 de la LCPE :

• le SPFO ainsi que ses sels et précurseurs (EC 2006; SC 2006);
• l’APFO ainsi que ses sels et précurseurs (EC, SC 2012);
• les APFC à LC ainsi que leurs sels et précurseurs (EC 2012).

Ces substances de l’annexe 1 englobent des sous-groupes entiers formés en fonction des groupements préoccupants.

Dans la Stratégie de gestion du risque de 2006 pour le SPFO, l’objectif environnemental ultime était de réduire le plus possible la concentration de SPFO dans l’environnement canadien (Gouvernement du Canada 2006). En 2008, le gouvernement du Canada a publié le Règlement sur le sulfonate de perfluorooctane et ses sels et certains autres composés afin d’interdire la fabrication, l’importation, la vente et l’utilisation du SPFO, sauf pour un nombre limité d’exemptions pour permettre la transition vers des solutions de remplacement (Gouvernement du Canada 2008).

En 2010, le gouvernement du Canada a mis en œuvre l’Entente sur la performance environnementale concernant la présence d’acides perfluorocarboxyliques (APFC) et de leurs précurseurs dans les produits perfluorés vendus au Canada. Pendant la durée de cette entente volontaire de 5 ans, les 4 entreprises participantes ont respecté leur engagement d’éliminer l’APFO résiduel, les APFC à LC résiduels ainsi que leurs précurseurs résiduels de leurs produits chimiques perfluorés vendus au Canada.

La fabrication, l’utilisation, la vente, la mise en vente et l’importation d’APFO, de APFC à LC, de leurs sels et précurseurs ainsi que des produits qui en contiennent sont interdites depuis 2016 en vertu du Règlement sur certaines substances toxiques interdites (RCSTI), sauf pour un nombre limité d’exemptions (Canada 2016). Par exemple, des exemptions sont prévues pour l’APFO et les APFC à LC présents dans les mousses AFFF pour des usages limités et dans tous les articles manufacturés. Le SPFO a également été ajouté au Règlement en 2016, ce qui a maintenu en vigueur les exigences du Règlement sur le sulfonate de perfluorooctane et ses sels et certains autres composés, et de retirer certaines exemptions. Par conséquent, ce Règlement a été abrogé. Le RCSTI vise actuellement 94 SPFA qui sont considérées comme étant présentes sur le marché canadien, par l’intermédiaire de la Liste intérieure (LI), ainsi que d’autres SPFA dont la présence au Canada est inconnue.

En 2018, un document de consultation a été publié sur les modifications proposées au RCSTI (Gouvernement du Canada 2018a). L’approche réglementaire proposée consistait à poursuivre l’élimination progressive de l’utilisation des substances toxiques actuellement réglementées. Certaines exemptions étaient initialement prévues pour le SPFO, l’APFO et les APFC à LC afin de permettre à certains secteurs du marché de faire la transition vers des solutions de remplacement. Les commentaires et les renseignements reçus en réponse au document de consultation ont été pris en compte dans l’élaboration du projet de règlement, qui a été publié le 14 mai 2022 dans la Partie I de la Gazette du Canada (Canada 2022a). Simultanément, un projet de décret visant à modifier l’annexe 3 de la LCPE (Liste des substances d’exportation contrôlée) a été publié. Conformément aux obligations du Canada en vertu de la Convention de Rotterdam, cette modification permettrait en même temps d’inscrire l’APFO et les APFC à LC à la liste des substances d’exportation contrôlée, ce qui rendrait leur exportation sujette au Règlement sur l’exportation des substances figurant à la Liste des substances d’exportation contrôlée, à l’instar du SPFO, qui figure déjà dans cette liste.

Les nouvelles substances, c’est-à-dire celles qui ne figurent pas sur la LI, dont la quantité atteint les seuils précisés dans le RRSN doivent être déclarées au gouvernement, de sorte qu’elles puissent être évaluées en fonction des risques qu’elles pourraient poser pour la santé humaine et l’environnement et que, au besoin, des mesures de contrôle puissent être mises en place avant leur importation ou leur fabrication au Canada.

Les substances ne sont pas regroupées lorsqu’elles sont évaluées en application du RRSN. Chaque nouvelle substance est déclarée au gouvernement à un moment différent et fait l’objet d’une évaluation individuelle des risques possibles pour l’environnement et pour la population générale découlant de ses utilisations industrielles et des autres utilisations pertinentes (telles que l’utilisation dans des produits de consommation, des cosmétiques, des produits pharmaceutiques). Plus de 290 nouvelles SPFA ont fait l’objet d’une déclaration au Programme des substances nouvelles et ont été soumises à des mesures visant à atténuer les risques pour la santé humaine ou l’environnement. Ces mesures comprennent 8 conditions ministérielles (Canada 1996) et, depuis 2004, 4 interdictions ministérielles (Canada 2004). Une condition ministérielle est une mesure de contrôle visant à réduire au minimum un risque présumé pour la santé humaine ou l’environnement associé à une substance nouvelle, imposée en réponse à un soupçon que la substance peut satisfaire aux critères de toxicité énoncés dans la LCPE. Les substances visées par les conditions ministérielles ne peuvent pas être inscrites sur la LI et doivent donc être déclarées au Programme des substances nouvelles chaque fois qu’un nouveau déclarant souhaite importer ou fabriquer la substance.

L’évaluation d’une substance nouvelle prend en compte les risques concernant les activités déclarées, ainsi que toute activité possible où la substance en question est utilisée. Lorsqu’on soupçonne qu’une nouvelle activité (NAc) peut rendre la substance toxique, les dispositions relatives aux NAc de la LCPE (voir l’article 85 de la LCPE) peuvent être appliquées à une substance nouvelle par la publication d’un avis de NAc dans la Partie I de la Gazette du Canada. Un avis de NAc décrit les activités qui peuvent entraîner une quantité ou une concentration sensiblement plus élevée de la nouvelle substance dans l’environnement, ou des différences importantes dans le mode ou les circonstances d’exposition. Conformément à la LCPE, une substance nouvelle qui ne figure pas sur la LI ou une substance existante qui y figure peut être assujettie aux dispositions relatives aux NAc de la Loi, qui s’applique à quiconque utilise cette substance. Toute personne souhaitant s’engager dans une nouvelle activité en rapport avec la substance en question est tenue de soumettre au ministre de l’Environnement une déclaration de nouvelle activité (DNAc) contenant tous les renseignements requis dans l’avis afin d’employer la substance pour l’activité proposée. Après avoir reçu les renseignements complets, le ministre de l’Environnement et le ministre de la Santé évalueront les risques associés à la substance en tenant compte de la NAc proposée, dans les délais prévus dans l’avis. Concernant les substances nouvelles qui ne figurent pas sur la LI, un avis de NAc pourrait permettre l’utilisation prévue de la substance décrite dans l’avis de substance nouvelle. Une substance nouvelle faisant l’objet d’un avis de NAc peut être inscrite sur la LI. Jusqu’à ce que la nouvelle substance soit ajoutée à la LI, les autres personnes doivent continuer à déclarer la fabrication ou l’importation de la substance nouvelle, comme le précise le RRSN.

Voici quelques initiatives ayant récemment été menées pour recueillir de l’information permettant d’orienter la gestion des risques des SPFA :

• un avis obligatoire concernant certaines SPFA a été publié conformément à l’article 71 de la LCPE le 27 juillet 2024, avec une date limite de déclaration fixée au 29 janvier 2025. Il visait à recueillir de l’information sur certaines SPFA présentes, qu’elles soient seules, dans des mélanges, des produits ou des articles manufacturés commercialisés au Canada pour l’année civile 2023.
• un document de consultation proposant l’ajout de 131 SPFA individuels à l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP) a été publié en septembre 2024. Les exigences de déclaration s’appliquent aux entités qui répondent à la définition et atteignent les seuils indiqués dans l’avis. Il est prévu qu’une décision concernant les exigences définitives sera publiée dans la Gazette du Canada au début de 2025. La soumission de déclarations devrait avoir lieu avant juin 2026, et ces déclarations porteront sur les rejets de SPFA survenus durant l’année civile 2025.

8.1.2 Activités prévues et futures de recherche, de suivi et de surveillance

8.1.2.1 Environnement

Le gouvernement canadien poursuit ses recherches depuis le début des années 2000 et a joué un rôle crucial pour éclairer l’élaboration des premières mesures réglementaires au Canada et à l’étranger. De plus, les activités canadiennes de recherche et de surveillance ont grandement contribué à faire comprendre les concentrations et les tendances mondiales des SPFA, et elles devraient pouvoir contribuer au plan de surveillance mondiale des Nations Unies dès maintenant et à l’avenir. Voici quelques exemples récents de projets de recherche du gouvernement du Canada qui ont permis de recueillir des données préliminaires : 1) un projet de recherche réalisé par analyse ciblée (APFC à LC, SPFO, APFO et les nouvelles SPFA, y compris les composés zwitterioniques et cationiques) et par méthodes non ciblées pour étudier la bioaccumulation dans les poissons du fleuve Saint-Laurent; 2) un projet de recherche sur les APFC à LC, le SPFO, l’APFO et d’autres SPFA (acides fluorotélomériques, perfluoropolyéther carboxylates, perfluoropolyéther sulfonates, acides perfluoroalkyliques avec substitution de chlore) dans les affluents et les effluents d’eaux usées ainsi que dans des carottes de sédiments prélevées dans le lac Ontario; 3) une étude sur le terrain sur l’accumulation de APFC à LC, de SPFO et d’APFO dans les poissons et les moules d’eau douce dans les milieux recevant des effluents d’eaux usées; 4) une étude sur le terrain sur l’accumulation et les effets à long terme des SPFA dans les escargots d’eau douce exposés aux eaux de surface en aval de l’aéroport international de Hamilton. Une étude portant sur la toxicité et la bioaccumulation de 4 substances perfluoroalkyliques à chaîne courte (C₄ et C₆) [2 APFC et 2 APFS] dans 3 espèces d’eau douce (escargot [Planorbella pilsbryi], amphipode [Hyalella azteca] et grenouille [Rana pipiens]) a également été réalisée, et l’analyse des données est en voie d’être achevée. L’objectif principal de cette étude était de déterminer si la taille (longueur de la chaîne) ou le groupement acide carboxylique ou sulfonique de ces composés influençait leur toxicité et leur bioaccumulation dans les organismes aquatiques. Les travaux à venir s’appuieront sur ces études de l’exposition d’une seule génération ou d’un seul stade de vie à un seul composé afin d’examiner les effets multigénérationnels ou de mélanges. Des travaux de recherche sur la toxicité aiguë et chronique des SPFA à chaîne courte (PFBS, PFBA) et à chaîne ultra courte (C₁ : acide trifluorométhanesulfonique [TFMS]; C₂ : acide trifluoroacétique [TFA]) sont aussi menés sur des invertébrés (Daphnia magna et Hydra vulgaris). De plus, plusieurs projets axés sur les effets, qui ont débuté en 2019, sont en cours. Ces projets portent sur la bioaccumulation, la bioamplification, la toxicité aiguë et chronique, les effets multigénérationnels et la métabolisation dans les poissons et les escargots.

Outre ces projets de recherche ciblés, le gouvernement du Canada effectue une surveillance étendue dans divers écosystèmes et biotes, comme décrit à la section 4.2. Les programmes de surveillance en vigueur comprennent la surveillance de l’air à Alert (Nunavut), dans le bassin des Grands Lacs et à divers autres endroits par le truchement du réseau EAP; la surveillance de la qualité des eaux à 26 endroits, dont des eaux transfrontalières, et le prélèvement d’échantillons de tissus de poissons dans des plans d’eau de diverses régions du Canada; le prélèvement d’échantillons d’eau de mer et de tissus animaux (ours polaires, phoques annelés et ombles chevaliers) ou d’œufs (oiseaux de mer) dans les régions arctiques et subarctiques, dans le cadre des projets de surveillance et de recherche environnementales du PLCN; la surveillance des poissons et de la faune dans tout le Canada dans le cadre des programmes de recherche et de surveillance du PGPC; et la surveillance des affluents, des effluents et des résidus solides des STEU municipales.

Les chercheurs du gouvernement du Canada ont également publié de nombreux articles de synthèse sur les SPFA en lien avec l’écotoxicologie (résumés dans Ankley et coll. 2021), les priorités de recherche pour atteindre une qualité environnementale durable (Fairbrother et coll. 2019), les océans (Muir et Miaz 2021), l’Arctique (Muir et coll. 2019; Muir et de Wit 2010), les mammifères marins (Fair et Houde 2018; Barrett et coll. 2021) et les espèces sauvages (De Silva et coll. 2021; Houde et coll. 2006, 2011).

Les futurs travaux du gouvernement du Canada viseront à produire des données transcriptomiques, protéomiques et lipidomiques sur la relation dose-réponse dans les embryons et les adultes de poissons-zèbres et les embryons et têtards de grenouilles léopards exposés à des SPFA distinctes, à des mélanges simples et à des mélanges présents dans le monde réel. La recherche proposée est pertinente pour d’autres espèces écologiques et pour la santé humaine. Les chercheurs du gouvernement du Canada ont montré comment les données transcriptomiques obtenues par des essais sur les embryons de poissons-zèbres peuvent être liées aux voies associées aux effets toxiques pour déduire des inférences sur les effets systémiques interespèces qui pourraient résulter de l’exposition (Xia et coll. 2021). De plus, les améliorations apportées aux analyses chimiques ciblées et non ciblées (examinées dans De Silva et coll. 2021), ainsi que les techniques d’échantillonnage passif et les analyses s’appuyant sur des NAM, permettraient de caractériser les mélanges de SPFA pouvant être trouvés dans l’environnement. Enfin, plusieurs SPFA ont été incluses dans la version 2 de la Classification des risques écologiques des substances organiques (CRE2; ECCC 2022a). La CRE2 est une méthode de hiérarchisation à haut débit qui utilise de nombreuses sources de données obtenues au moyen de NAM, notamment des données in silico, in chemico et in vitro, pour compléter les sources classiques in vivo.

8.1.2.2 Santé humaine

Depuis 2008, le gouvernement du Canada mène activement des recherches sur les effets de l’exposition aux SPFA sur la santé de la population canadienne. Il s’agit notamment d’études en laboratoire visant à évaluer les effets sur la santé associés aux SPFA, dont les APFC, les APFS, les fluorotélomères et les sulfonamides (Curran et coll. 2008; Lefebvre et coll. 2008; Dong et coll. 2016; Reardon et coll. 2021; Rowan-Carroll et coll. 2021), et d’études épidémiologiques visant à évaluer les effets que pourrait avoir l’exposition aux SPFA (telles que l’APFO, le SPFO et le PFHxS) pendant la grossesse, tant chez les mères que chez les enfants, notamment la prise de poids corporel pendant la gestation, l’hypertension gravidique, la prééclampsie, le diabète gestationnel, l’infertilité, les cytokines pro-inflammatoires, le faible poids à la naissance, le QI de l’enfant, le développement neurologique et les marqueurs néonataux du développement du système immunitaire, ainsi que sur la perturbation endocrinienne androgénique et le métabolisme (Ashley-Martin et coll. 2015, 2016, 2017; Vélez et coll. 2015; Shapiro et coll. 2016; Arbuckle et coll. 2020; Borghese et coll. 2020; Goodman et coll. 2023; Palaniyandi et coll. 2023). Ces travaux de recherche comprennent aussi des études épidémiologiques sur l’association entre différentes SPFA (comme l’APFO, le PFNA, le PFDA, le PFUnDA, le PFHxS et le SPFO), seules ou en mélange, et plusieurs marqueurs biochimiques de la fonction thyroïdienne, hépatique ou rénale et de la métabolisation du glucose dans la population générale du Canada (Borghese et coll. 2022; Cakmak et coll. 2022). En outre, des études toxicologiques visant à améliorer la caractérisation des dangers associés aux congénères des SPFA qui ne sont pas bien étudiées (soit le PFUnDA) sont prévues afin d’accroître les connaissances sur la relation structure-activité entre les SPFA à chaîne courte et celles à longue chaîne.

Afin d’accroître les connaissances sur les SPFA, Santé Canada dirige une étude de cas collaborative avec d’autres juridictions et universités (notamment les États-Unis, Singapour, l’Université d’Ottawa et l’Université de Birmingham) dans le cadre de l’initiative gouvernementale internationale APCRA. Dans cette étude de cas, on a déterminé des points de départ transcriptomiques à partir de microtissus du foie humain exposés à des SPFA pour caractériser la puissance et l’additivité. Ensuite, les analyses ont permis de corréler la puissance chimique des sous-catégories de SPFA à la longueur de la chaîne carbonée ou de la corréler en fonction de la composition des mélanges de SPFA (Reardon et coll. 2021; Rowan-Caroll et coll. 2021; Addicks et coll. 2023). Ces travaux ont permis de classer les produits chimiques d’après leur puissance (c’est-à-dire leur potentiel de causer des effets sur le foie) à l’aide de données d’expression génique. On a constaté que les valeurs estimées établies in vitro pour le SPFO et l’APFO assurent une plus grande protection par rapport aux points de départ systémiques classiques, et on a trouvé des mécanismes sous-jacents communs des perturbations hépatiques causées par les SPFA par modification de la biosynthèse du cholestérol et de la métabolisation des lipides, ainsi que par l’activation de PPARα (Rowan-Carroll et coll. 2021). D’autres études dans le cadre de cette initiative sont en cours afin de peaufiner les modèles de toxicocinétique (Lin et coll. 2023) et d’évaluer les principaux critères de toxicité utilisés comme cibles de catégorisation en vue des futures évaluations des SPFA, notamment pour l’élaboration et la validation de NAM, comme le modèle 3D de sphéroïdes hépatiques et le modèle d’embryon de poisson-zèbre.

De plus, le gouvernement du Canada mène des recherches en laboratoire sur l’APFO et le SPFO pour élucider les mécanismes causant la suppression de la production d’anticorps, à l’aide de modèles de souris. Des recherches sont également en cours afin de modéliser le profil dose-réponse de diverses SPFA dans la population canadienne. Les travaux de recherche du gouvernement du Canada et de ses partenaires étrangers génèrent des données de toxicocinétique à haut débit afin d’extrapoler les doses-réponses obtenues chez les animaux et la réponse aux concentrations biologiques in vitro pour dériver les concentrations d’exposition quotidienne de la population. En parallèle, des activités en laboratoire ont été entreprises pour étudier les marqueurs potentiels de la suppression immunitaire provenant d’études animales et pouvant être trouvés chez les humains. Cet ensemble de connaissances soutiendra l’élaboration de modèles toxicocinétiques et fournira aux organismes de réglementation et aux scientifiques des outils pour prédire l’exposition aux différentes SPFA et découvrir de possibles marqueurs de l’altération des fonctions immunitaires.

Les laboratoires de recherche du gouvernement du Canada ont également concentré leurs travaux sur l’amélioration des méthodes de détection analytique pour mesurer les SPFA dans différents milieux d’exposition. Des méthodes d’analyse ont été mises au point pour caractériser un grand éventail de SPFA à l’aide d’approches analytiques classiques ou de méthodes de criblage des substances suspectes. Ces méthodes sont appliquées à divers environnements et milieux, tels que le sang, le lait maternel, le sang de cordon ombilical, l’eau potable, les aliments et la poussière domestique (Kubwabo et coll. 2004, 2005, 2013; Monroy et coll. 2008; Rawn et coll. 2022a, 2022b), et se sont avérées importantes pour uniformiser la mesure des SPFA dans le cadre des relevés environnementaux et populationnels.

Des recherches sont également menées pour aider à caractériser et à comprendre l’exposition aux SPFA et les effets de ces substances sur les sous-groupes de la population qui peuvent être plus sensibles ou plus fortement exposés. Bon nombre s’appuient sur la plateforme de recherche MIREC. En se basant sur des données d’entrevue et des concentrations plasmatiques de SPFA, Hall et coll. (2024) ont fait état d’associations entre une utilisation plus fréquente de certains produits de soins personnels pendant la grossesse (par exemple, des produits de soins des ongles, des parfums, des produits de maquillage et des produits capillaires) et des concentrations plasmatiques plus élevées de SPFO et d’APFO au premier trimestre de la grossesse chez les participants de l’étude MIREC (2008-2011). Des résultats semblables ont été obtenus en ce qui a trait à l’utilisation prénatale et postnatale de produits de soins personnels et certaines SPFA mesurées dans le lait maternel. De plus, des recherches sont menées pour examiner les liens entre la qualité de l’alimentation et les concentrations de SPFA chez les jeunes participants à l’étude MIREC. Comme les SPFA peuvent modifier la fonction immunitaire, des études sont également en cours pour caractériser les concentrations de SPFA pendant la grossesse et la réponse humorale de la mère et de l’enfant aux vaccins courants (contre la rougeole, les oreillons, la rubéole et la varicelle). Il se peut que les SPFA perturbent la fonction hépatique durant la grossesse et tout au long de la vie; c’est pourquoi des études sur les effets hépatotoxiques potentiels de concentrations de SPFA durant la grossesse sont en cours. Les chercheurs de l’étude MIREC ont récemment terminé une analyse d’un groupe supplémentaire de 40 SPFA (composés anciennement utilisés, substances de rechange et précurseurs) chez des femmes 10 ans après l’accouchement (Borghese et coll. 2024), et des travaux de recherche sur les effets de l’exposition à ces SPFA sur la santé suivront. De plus, une analyse de 40 SPFA (composés anciennement utilisés, substances de rechange et précurseurs) est en cours sur un échantillon de femmes de la cohorte CARTaGENE au Québec et un échantillon de personnes enceintes de la cohorte P3 en Alberta. Des études connexes examineront les associations avec les indicateurs de santé longitudinaux, en commençant par l’âge du début de la ménopause. À l’aide des données de l’ECMS, des travaux futurs pourraient également permettre d’explorer l’exposition aux SPFA, les résultats pour la santé et plusieurs facteurs de vulnérabilité (par exemple l’âge, le statut socioéconomique, l’origine raciale ou culturelle). À l’aide des données de l’étude P4 sur l’utilisation de matières plastiques et de produits de soins personnels pendant la grossesse, on cherchera à déterminer la mesure dans laquelle les nourrissons sont exposés aux SPFA par le lait maternel et les préparations pour nourrissons ainsi que les effets de la consommation de nourriture et le recours à des produits de soins personnels par la mère au début de la période postnatale sur les concentrations de SPFA dans le lait maternel.

Au cours d’activités de suivi et de surveillance menées notamment dans le cadre de l’ECMS et de l’étude longitudinale MIREC, le prélèvement et l’analyse d’échantillons biologiques se poursuit pour détecter les SPFA anciennement utilisées et de remplacement, ainsi que leurs précurseurs et métabolites. Il est prévu d’évaluer la présence d’environ 40 analytes de SPFA (composés anciennement utilisés, substances de rechange et précurseurs) dans les échantillons de la biobanque du cycle 6 de l’ECMS (2018 à 2019) portant sur des membres de la population âgés de 3 à 79 ans. Cette analyse de 2 500 échantillons fournira des résultats (attendus en 2026) qui seront représentatifs de la population canadienne. Les mêmes SPFA seront aussi examinées au cycle 8 de l’ECMS (2025-2027), ce qui permettra d’évaluer les changements potentiels au fil du temps de l’exposition de la population canadienne à plusieurs SPFA qui n’ont pas encore été mesurées chez elle.

L’exposition environnementale aux SPFA a été surveillée dans le cadre de l’EAT et de l’Enquête nationale sur l’eau potable. L’analyse de SPFA dans des échantillons de poussière recueillis dans le cadre de l’Enquête sur la poussière domestique au Canada (SC 2015) est également en cours. De même, des études de recherche financées par le Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord fournissent également des données sur l’exposition aux SPFA dans les communautés des Premières Nations, des Métis et des Inuits du Nord. De plus amples détails sont donnés à la section 5.

Pour appuyer la caractérisation de l’exposition aux SPFA d’un groupe professionnel pouvant être très exposé, le gouvernement du Canada met en œuvre un plan d’action visant à protéger les pompiers contre les produits chimiques dangereux (Le gouvernement du Canada annonce un plan d’action pour protéger les pompiers contre les produits chimiques nocifs [Canada.ca]). Des travaux préliminaires ont porté sur les SPFA présentes dans la tenue d’intervention et dans la poussière prélevée dans des casernes.

Les priorités actuelles de recherche sur les SPFA dans le cadre du PGPC du Canada comprennent la caractérisation (notamment l’utilisation de NAM) de l’immunotoxicité, de l’hépatotoxicité et de la neurotoxicité associées à l’exposition à 23 SPFA prioritaires ainsi qu’à des mélanges de SPFA qui se trouvent dans l’environnement. Des travaux plus approfondis d’identification des substances chimiques à l’aide de méthodes d’analyse de substances ciblées et non ciblées et de criblage des substances suspectes, ainsi qu’une analyse approfondie des données de biosurveillance, contribueront à mieux caractériser l’exposition environnementale et les effets sur l’environnement.

8.1.3 Recommandations pour la protection de la santé humaine et de l’environnement

Plusieurs recommandations pour la protection de la santé humaine et de l’environnement ont été formulées par le gouvernement du Canada (telles que les Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement) ou par le Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME) [Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement].

Des Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement ont été élaborées pour le SPFO dans les eaux de surface pour la protection de la vie aquatique, ainsi que dans les tissus des poissons, le régime alimentaire des mammifères et des oiseaux consommant du biote aquatique et les œufs d’oiseaux (ECCC 2018). Il existe également des Recommandations canadiennes pour la qualité du sol et des eaux souterraines (RQS et RQE) pour le SPFO visant à assurer la protection de la santé humaine et de l’environnement (CCME 2021b).

En 2024, Santé Canada a publié l’Objectif pour la qualité de l’eau potable au Canada substances perfluoroalkylées et polyfluoroalkylées, qui recommande une valeur unique basée sur le traitement pour un groupe de SPFA dans l’eau potable au Canada (SC 2024). L’objectif de 30 ng/L s’applique à la somme de 25 SPFA précises et vise à réduire l’exposition potentielle aux SPFA dans l’eau potable durant la période d’examen des recommandations officielles.

En l’absence de RQS canadiennes pour les autres SPFA à l’heure actuelle, SC a établi des valeurs préliminaires dans le sol (VPS) pour d’autres SPFA^{Note de bas de page 10} en se basant sur le contact direct entre les humains et le sol. Ces VPS sont fondées sur des études scientifiques facilement accessibles. Elles ne sont pas soumises à l’examen approfondi effectué pour les RQS du CCME, qui font l’objet d’un examen interne par les pairs et d’une consultation publique avant d’être approuvées par le CCME. Ces VPS pour les SPFA sont utilisées pour l’évaluation des sols des sites contaminés fédéraux. De plus, compte tenu des incertitudes associées à l’évaluation de la contamination par les SPFA, l’emploi d’une approche de précaution est justifié. D’autres travaux sont en cours pour étudier la possibilité d’évaluer les SPFA dans les sites contaminés en tant que catégorie ou groupe de substances en suivant des recommandations environnementales.

Le CCME élabore actuellement des recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement visant à protéger les récepteurs écologiques contre l’APFO dans les eaux de surface, le sol et les eaux souterraines. Il a publié une version provisoire de la recommandation concernant l’APFO et les eaux de surface le 19 octobre 2023 à des fins d’examen du public, et examine à présent les commentaires reçus. De plus, le gouvernement du Canada prépare actuellement des recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement concernant l’APFO et visant le régime alimentaire de la faune et les œufs d’oiseaux.

Les provinces et les territoires élaborent des recommandations ou des normes qui répondent à leurs propres besoins pour traiter les sites sur les terres relevant de leur compétence et sur les propriétés privées, y compris les installations industrielles. S’appuyant sur son règlement Contaminated Sites Regulation, la Colombie-Britannique a élaboré les normes suivantes : 1) normes pour le sol concernant le SPFO et le PFBS pour protéger l’environnement et la santé humaine; 2) normes pour la qualité de l’eau potable concernant le SPFO, le PFBS et l’APFO; 3) normes pour la qualité de l’eau pour protéger la vie aquatique concernant le SPFO (Government of British Columbia, 1996). La Colombie-Britannique a aussi formulé des recommandations pour la qualité de l’eau potable concernant l’APFO (protection de l’eau potable) et le SPFO (protection de la vie aquatique en eau douce et de l’eau potable) [B.C. Ministry of Environment and Climate Change Strategy 2020, 2021]. Le gouvernement de l’Alberta dispose de recommandations d’assainissement de niveau 1 des eaux souterraines concernant le SPFO et l’APFO et de recommandations d’assainissement du sol de niveau 1 pour le SPFO dans différentes utilisations des terres (AEP 2024a). Enfin, le SPFO et l’APFO sont visés dans les recommandations d’assainissement du sol et des eaux souterraines de niveau 2 de l’Alberta (AEP 2024b). Le Québec a adopté le critère relatif au SPFO et à l’APFO dans les eaux de surface pour la protection de l’eau potable et la consommation d’aliments d’origine marine élaboré par le Ministère de l’Environnement, des Grands Lacs et de l’Énergie du Michigan (MELCCFP 2024). De plus, l’Institut national de santé publique du Québec (INSPQ) a produit un diagramme d’aide à la décision concernant les SPFA dans l’eau potable (INSPQ 2023).

En outre, l’Ontario a publié en mai 2021 des valeurs toxicologiques de référence pour le SPFO et l’APFO dans un document intitulé Human Health Toxicity Reference Values (TRVs) Selected for Use at Contaminated Sites in Ontario (OMECP 2022). Pour ce qui est de l’évaluation et de l’assainissement des sites pouvant être contaminés dans les 4 provinces de l’Atlantique, les gouvernements de ces provinces ont adopté les RBCA Atlantique, Normes de qualité environnementale, qui traitent de plusieurs SPFA dans les eaux souterraines et le sol (PIRI de l’Atlantique 2022).

8.1.4 Sites contaminés

Les sites contaminés fédéraux sont situés sur des terrains dont le gouvernement fédéral est propriétaire, qu’il loue ou pour lesquels il a accepté la responsabilité de la contamination. L’Inventaire des sites contaminés fédéraux répertorie plus de 24 000 sites contaminés fédéraux présumés, actifs et fermés (en date de novembre 2024^{Note de bas de page 11}), dont plus de 100 présentent une contamination par les SPFA confirmée ou soupçonnée (voir la figure 3 à la section 2.3). Chaque fiche de site contaminé comprend des renseignements comme l’emplacement du site, la gravité de la contamination, le milieu contaminé, la nature du contaminant et les progrès réalisés à ce jour dans l’identification et l’assainissement de la contamination. Avant 2023-2024, les sites fédéraux contaminés par les SPFA n’étaient pas facilement repérables dans l’inventaire. Cependant, dans le cadre d’une mise à jour de l’inventaire en 2023-2024, une catégorie de contaminant a été ajoutée pour faciliter la recherche des sites fédéraux contaminés par les SPFA. La source la plus courante de SPFA dans les sites contaminés fédéraux est l’utilisation de mousses AFFF, ce qui comprend des activités telles que la formation à la lutte contre les incendies et l’entretien du matériel de lutte contre les incendies. Le gouvernement du Canada continue de prendre des mesures en application du Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux (PASCF) afin de réduire les risques pour l’environnement et la santé humaine que présentent les sites contaminés fédéraux connus.

Environnement et Changement climatique Canada, Pêches et Océans Canada et Santé Canada sont des ministères de soutien experts à vocation scientifique qui appuient le PASCF en fournissant une orientation, une formation et des conseils pour l’évaluation des risques pour l’environnement et la santé humaine dans les sites contaminés fédéraux relevant de leurs mandats. Le Secrétariat du PASCF et les ministères de soutien experts ont produit diverses lignes directrices qui fournissent des données pertinentes sur certaines SPFA, notamment les Conseils provisoires aux ministères gardiens fédéraux pour la gestion des sites contaminés fédéraux contenant du sulfonate de perfluorooctane (SPFO) et d’autres substances perfluoroalkyliques et polyfluoroalkyliques (SPFA), version 1.4.1 (Gouvernement du Canada 2018b). Santé Canada a préparé un Cadre d’évaluation des risques pour la santé humaine pour les sites fédéraux contaminés par des substances per- et polyfluoroalkyliques (SC 2019) afin d’orienter les évaluations des risques pour la santé humaine dans les sites fédéraux contaminés par des SPFA associées à l’utilisation passée ou actuelle de mousses AFFF. Ces rapports sont jugés « évolutifs » et seront mis à jour en fonction des progrès scientifiques réalisés dans ce domaine pour le garder actuel. Le secrétariat du PASCF et tous les ministères de soutien experts poursuivent leurs travaux sur l’orientation qui facilitera la gestion de leurs sites contaminés aux SPFA.

Les recommandations et les valeurs préliminaires (voir la section 8.1.3) existantes peuvent être appliquées aux sites contaminés lors des travaux d’évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement et d’établissement d’objectifs d’assainissement (CCME 2021b). Elles peuvent être mises à jour à mesure que de nouvelles données deviennent disponibles. Il n’existe des recommandations et des valeurs préliminaires que pour quelques SPFA et pour des voies précises, ce qui ne garantit donc pas une protection de la santé humaine et de l’environnement contre toutes les voies d’exposition et contre toutes les SPFA qui pourraient être détectées dans un site. Cela pose des difficultés pour la gestion des sites contaminés. Par exemple, les recommandations en vigueur pour l’environnement et l’objectif de Santé Canada pour l’eau potable n’ont pas été formulées pour protéger la voie d’exposition relative à la consommation de poissons par les humains. Ainsi, des études supplémentaires propres au milieu (c’est-à-dire l’analyse des tissus de poisson) pourraient s’avérer nécessaires pour l’évaluation des risques associés à la consommation de poisson.

De nombreux défis techniques sont associés à l’évaluation, à l’assainissement (voir la section 3.2.6) et à la gestion des risques dans les sites contaminés par les SPFA. L’élimination des déchets contaminés par les SPFA provenant de sites contaminés nécessite une attention particulière, étant donné la persistance à long terme (« éternelle ») de cette catégorie de contaminants. La gamme d’analyses dont disposent actuellement les laboratoires commerciaux pour les échantillons environnementaux ne vise qu’un faible pourcentage des SPFA connues dans leur ensemble, et la capacité d’analyse actuelle ne prend en compte qu’un petit nombre des SPFA présentes dans les sites contaminés par les mousses AFFF. L’approche actuelle, qui consiste à examiner individuellement un petit nombre de SPFA, est limitée et entraîne des incertitudes en ce qui concerne l’évaluation, l’assainissement et la gestion des sites contaminés. Par conséquent, le suivi d’une approche de précaution pour la gestion des SPFA en tant que catégorie permet de tenir compte de ces incertitudes dans la gestion des sites contaminés.

Lorsque des risques pour l’environnement ou la santé humaine sont relevés sur des sites contaminés par des SPFA, des mesures peuvent s’avérer nécessaires pour éliminer ou réduire l’exposition aux SPFA. Ces mesures peuvent être de fournir des sources d’eau potable de remplacement (par exemple, l’eau en bouteille), d’installer des systèmes de traitement de l’eau, d’émettre des avis à la consommation d’aliments et d’assainir des zones précises du site pour éliminer les foyers et les sources de SPFA. La surveillance et la gestion à long terme des sites contaminés par les SPFA sont essentielles, car les conditions environnementales touchant la migration ou la transformation des précurseurs de SPFA peuvent changer, la gamme d’analyses des SPFA peut être élargie et les recommandations pour la qualité de l’environnement peuvent être révisées. De plus, il est nécessaire de vérifier que les mesures d’atténuation réduisent effectivement l’exposition comme prévu.

En octobre 2024, dans le cadre du programme Solutions innovatrices Canada, Innovation, Sciences et Développement économique Canada (ISDE) a lancé un défi axé sur la réalisation de progrès dans la destruction des SPFA dans les milieux contaminés (Canada 2024). Cette initiative vise à trouver des moyens novateurs, rentables, sûrs et échelonnable pour détruire les SPFA présentes dans divers milieux solides ou aqueux contaminés.

8.1.5 Gestion des déchets

Au Canada, la gestion des déchets est la plupart du temps de compétence provinciale ou territoriale. Les provinces et les territoires peuvent accorder les autorisations, délivrer les permis et surveiller les installations de traitement et d’élimination des déchets, y compris les déchets solides municipaux et les déchets dangereux. La collecte, le recyclage, le compostage et l’élimination des déchets sont assurés par les autorités municipales^{Note de bas de page 12}. Les pouvoirs conférés au gouvernement du Canada sont les suivants : contrôle des activités de gestion des déchets sur le territoire domanial et transport transfrontalier et interprovincial des déchets dangereux et des matières recyclables dangereuses. Le gouvernement du Canada peut également exercer les pouvoirs que lui confèrent la LCPE et d’autres lois applicables en matière de gestion des déchets lorsqu’il existe un risque de rejet de substances toxiques (si elles figurent à l’annexe 1 de la LCPE) dans l’air, le sol ou l’eau (CCME 2014).

La plupart des provinces et des territoires ont mis en place des règlements pour régir les activités et/ou les installations de gestion des déchets. Certains gouvernements choisissent d’énoncer toutes leurs exigences dans un règlement, tandis que d’autres préfèrent s’appuyer sur une norme ou un document d’orientation inscrits dans la réglementation. Cependant, le degré de détail ou la portée et la rigueur de ces exigences varient considérablement d’une région du Canada à l’autre.

La convention de Bâle a adopté des directives techniques générales sur la gestion écologiquement rationnelle des déchets qui sont constitués de polluants organiques persistants, qui en contiennent ou qui sont contaminés par ces substances (PNUE 2023b). Ces directives décrivent des pratiques de gestion écologiquement rationnelles, dont l’enfouissement et le traitement thermique, pour l’élimination des déchets contenant des polluants organiques persistants, tels que les SPFA. Plusieurs spécialistes en la matière, dont l’US EPA (2020a), proposent des recommandations et des études sur l’incinération des déchets contenant des SPFA. Ces spécialistes ont indiqué que les technologies de combustion des déchets dangereux offrent un grand potentiel d’atténuation de la migration des SPFA dans l’environnement si elles sont utilisées pour détruire ou éliminer les matériaux contenant des SPFA.

L’ACIA réglemente la vente et l’importation d’engrais sous forme de biosolides. En octobre 2024, elle a mis en œuvre une norme provisoire de 50 parties par milliard (ppb) de SPFO, sur une base de poids sec, dans les biosolides. Cette norme provisoire exige que les biosolides contiennent moins de 50 ppb (µg/kg) de SPFO, sur une base de poids sec, pour qu’ils puissent être importés ou vendus au Canada en tant qu’engrais commercial. Une analyse préliminaire des biosolides canadiens (basée sur les résultats de la surveillance du gouvernement et des analyses facultatives effectuées par l’industrie) a indiqué que plus de 90 % des biosolides produits au Canada contiennent une concentration de SPFO inférieure à 50 ppb sur une base de poids sec. L’ACIA travaille avec les provinces, les municipalités et l’industrie des biosolides pour mettre en application la norme provisoire, qu’elle a commencé à faire appliquer en octobre 2024. Au Québec, depuis le 20 juillet 2023, l’article 29.2 du Règlement sur les exploitations agricoles interdit l’épandage en milieu agricole de biosolides importés et de tout produit en comprenant.

8.1.6 Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs

Au titre de l’Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs (AQEGL), le Canada et les États-Unis ont convenu de protéger la santé humaine et l’environnement par des mesures coopératives et coordonnées visant à réduire les rejets anthropiques de produits chimiques sources de préoccupations mutuelles (PCSPM) dans les eaux des Grands Lacs. Dans le cadre de l’AQEGL, les parties se sont entendues pour adopter, comme il convient, les principes de la quasi-élimination et du rejet nul en ce qui a trait au rejet et au contrôle des PCSPM. Le gouvernement du Canada a publié, en 2022, la Stratégie canadienne de gestion des risques associés au SPFO, à l’APFO et aux APFC-CL pour les Grands Lacs (ECCC 2022b). Ce document précise les mesures d’atténuation et de gestion des risques visant à mieux protéger les Grands Lacs contre ces substances.

Au moyen de l’Initiative pour l’écosystème d’eau douce des Grands Lacs, le gouvernement du Canada prend des mesures pour relever les défis environnementaux les plus importants qui touchent la qualité de l’eau et la santé de l’écosystème des Grands Lacs et respecter les engagements qu’il a pris au titre de l’AQEGL. Afin d’appuyer l’objectif de réduction des rejets de produits chimiques nocifs, le gouvernement finance des projets visant à accroître la participation à des mesures qui vont au-delà de la conformité réglementaire pour réduire les rejets de PCSPM (dont le SPFO, l’APFO et les APFC à LC) en élaborant, en mettant en œuvre et en évaluant des approches novatrices et en favorisant leur utilisation.

8.1.7 Règlement sur les substances appauvrissant la couche d’ozone et les halocarbures de remplacement

Le Règlement sur les substances appauvrissant la couche d’ozone et les halocarbures de remplacement (RSACOHR), pris en application de la LCPE, établit des règles sur l’importation, l’exportation et la fabrication de certaines substances appauvrissant la couche d’ozone (SACO) et certains produits contenant, ou conçus pour contenir, des SACO. Le Règlement établit également des règles concernant les substances pouvant remplacer les halocarbures. Les HFC, les HCFC et les CFC sont des substances visées par le RSACOHR qui, dans la plupart des cas, sont également considérées comme des SPFA selon la définition de l’OCDE.

Les HFC qui remplacent les SACO sont de puissants gaz à effet de serre, certains ayant un potentiel de réchauffement planétaire des centaines ou des milliers de fois supérieur à celui du dioxyde de carbone. Le RSACOHR exige une réduction de la consommation nationale de HFC de 85 % par rapport au niveau de référence^{Note de bas de page 13} d’ici 2036.

Les HFC sont importés en vrac au Canada pour être utilisés dans la fabrication, la réparation et l’entretien d’appareils de réfrigération et de climatisation, comme agents de gonflement dans la fabrication de produits en mousse et comme propulseur dans les produits aérosols. Pour remplacer les HFC, les industries se sont tournées vers les HFO et les HCFO pour certaines applications, car leur potentiel de réchauffement planétaire est beaucoup plus faible. De nombreuses HFO et HCFO sont considérées comme des SPFA selon la définition de l’OCDE, mais ne sont pas réglementées par le RSACOHR.

Les tableaux 3 et 4 du RSACOHR comprennent certaines SPFA (HCFC et HFC) qui étaient réglementées auparavant par le RRSN, mais pour lesquelles la gestion des risques a été annulée lorsqu’elles ont été assujetties au RSACOHR.

8.2 Activités internationales

Un nombre croissant d’autorités compétentes, y compris l’Union européenne et certains États des États-Unis, traitent ou proposent de traiter les SPFA en tant que catégorie. Le gouvernement du Canada travaille avec d’autres gouvernements dans le cadre de plusieurs initiatives, notamment la Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants, l’OCDE et, de façon trilatérale, avec l’EPA des États-Unis et l’ECHA dans le cadre de l’initiative APCRA, afin de collaborer et de discuter des besoins scientifiques et en matière de réglementation. Nous présentons ci-dessous des renseignements sur certaines des principales mesures internationales.

8.2.1 Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants

La Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants (POP) vise à protéger la santé humaine et l’environnement contre les substances qui suscitent des préoccupations à l’échelle mondiale. Les POP figurant sur la liste de la Convention sont persistants et bioaccumulables, sont transportés sur de grandes distances et ont des effets nocifs importants sur la santé humaine et/ou l’environnement. La Convention de Stockholm exige des Parties qu’elles éliminent ou limitent grandement la production, l’utilisation, l’importation et l’exportation des POP produits intentionnellement et qu’elles mettent en œuvre des mesures pour réduire les POP produits non intentionnellement. En outre, les stocks et les déchets contenant des POP doivent être gérés et éliminés d’une manière sûre, efficace et écologiquement rationnelle. La Convention de Stockholm a évalué et inscrit le SPFO, ses sels et le fluorure de perfluorooctane sulfonyle (PFOSF) en 2009; l’APFO, ses sels et les composés apparentés en 2019; ainsi que le PFHxS, ses sels et les composés apparentés en 2022.

En 2021, le gouvernement du Canada a proposé d’inscrire les APFC à LC, leurs sels et les composés apparentés à la Convention de Stockholm. Lors de la 19^e réunion du Comité d’étude des POP (octobre 2023), le Comité a recommandé que la Conférence des Parties envisage d’inscrire ces substances à la Convention à l’occasion de sa prochaine réunion en 2025 (POPRC 2023).

8.2.2 Convention sur la procédure de consentement préalable en connaissance de cause applicable à certains produits chimiques et pesticides dangereux qui font l’objet d’un commerce international

La Convention de Rotterdam sur la procédure de consentement préalable en connaissance de cause applicable à certains produits chimiques et pesticides dangereux qui font l’objet d’un commerce international permet d’alerter rapidement les pays de la présence de divers produits chimiques dangereux qui font l’objet d’un commerce international et qui ont été interdits ou qui sont strictement réglementés dans d’autres pays dans le but de protéger la santé humaine ou l’environnement. Les renseignements diffusés dans le cadre de cette convention permettent aux gouvernements d’évaluer les risques associés à ces produits chimiques dangereux et de prendre des décisions éclairées quant à leur importation future.

Le SPFO, les perfluorooctane sulfonates, les perfluorooctane sulfonamides et les perfluorooctane sulfonyles, ainsi que l’APFO, ses sels et les composés apparentés à l’APFO sont inscrits à l’annexe III de la Convention de Rotterdam, ce qui soumet leur commerce à la procédure de consentement préalable en connaissance de cause.

8.2.3 Protocole de Montréal relatif aux substances qui appauvrissent la couche d’ozone

Le Protocole de Montréal relatif à des substances qui appauvrissent la couche d’ozone (Protocole de Montréal) est un traité international qui réglemente la production et la consommation des SACO, dont les CFC et les HCFC, ainsi que les substituts des HFC. La plupart des CFC, des HCFC et des HFC assujettis au Protocole de Montréal répondent à la définition des SPFA de l’OCDE.

Sous le régime du Protocole de Montréal, toutes les Parties ont des responsabilités propres en ce qui concerne l’élimination progressive des SACO et des HFC, le contrôle des échanges commerciaux, la communication annuelle des données et la mise en place de systèmes nationaux d’octroi de permis pour contrôler l’importation et l’exportation des SACO et des HFC. Le RSACOHR permet au Canada de respecter ses obligations internationales énoncées dans le Protocole de Montréal.

La mise en œuvre de la réduction progressive des HFC conformément au Protocole de Montréal consiste à réduire la dépendance à l’égard des solutions de remplacement à fort potentiel de réchauffement planétaire (PRP) et à accroître l’adoption de technologies à faible PRP et à haut rendement énergétique. À cet égard, de nombreux produits de remplacement des SACO et des HFC adoptés pour être utilisés dans la réfrigération, les mousses extinctrices et les applications de lutte contre les incendies (par exemple les HFO et les HCFO) répondent également à la définition des SPFA de l’OCDE.

8.2.4 Groupe mondial sur les produits chimiques perfluorés de l’OCDE

Le Groupe mondial sur les produits chimiques perfluorés de l’OCDE examine l’élaboration, la facilitation et la promotion des programmes internationaux d’intendance et des approches réglementaires visant à réduire les émissions des SPFA présentes dans les produits.

L’OCDE facilite l’échange d’information et soutient la transition mondiale vers des solutions de rechange plus sûres. Sur son site Web « Gestion des risques, réduction des risques et chimie durable », elle publie des renseignements sur les efforts déployés par divers pays en matière de réglementation et d’intendance des SPFA ainsi que des rapports clés et des documents de soutien. En 2017, l’OCDE a dressé une liste non exhaustive de 4 730 SPFA, y compris des substances répertoriées dans le registre du Chemical Abstract Service, dans le cadre d’une nouvelle base de données mondiale exhaustive sur les SPFA. Cette liste est basée sur des sources d’information publiques, notamment des listes d’organismes de réglementation nationaux ou internationaux, des inventaires publics nationaux ou régionaux de produits chimiques en général et de produits chimiques à usages particuliers, des inventaires nationaux ou régionaux de produits chimiques soumis à des règlements précis et des bases de données scientifiques. Le Canada, les États-Unis et l’Union européenne ont été les entités ayant le plus contribué à cette base de données sur les SPFA (OCDE 2018a). Comme il est indiqué à la section 1.1 (Étendue chimique), cette organisation a également rédigé le document de référence et d’orientation intitulé Reconciling Terminology of the Universe of Per- and Polyfluoroalkyl Substances: Recommendations and Practical Guidance (OCDE 2021).

8.2.5 États-Unis

En octobre 2021, le gouvernement américain a annoncé l’adoption d’une approche pangouvernementale^{Note de bas de page 14} pour faire face à la contamination actuelle et future par les SPFA, qui comprend la feuille de route PFAS Strategic Roadmap (US EPA 2021c), destinée à guider les activités de l’EPA en matière de SPFA. Selon cette feuille de route, l’EPA a proposé de prendre un certain nombre de mesures, notamment dans le cadre de son nouveau programme sur les produits chimiques, en ajoutant certaines SPFA à son Inventaire des rejets toxiques et en proposant une règle pour la collecte des données. Dans le cadre de sa feuille de route stratégique, l’EPA a également publié sa stratégie nationale de dépistage des SPFA (National PFAS Testing Strategy),qui s’appuie sur une approche d’analyse par étapes pour identifier et sélectionner les SPFA candidates pour des analyses supplémentaires, en établissant des catégories de SPFA fondées sur les similarités structurales, les propriétés physicochimiques, les données toxicologiques actuelles et les implications actuelles pour la fabrication (US EPA ). Les données concernant ces substances candidates peuvent être extrapolées pour caractériser le potentiel de danger du groupe élargi auquel elles appartiennent. De plus, l’EPA a désigné l’APFO et le SPFO en tant que « substances dangereuses » aux termes de la Comprehensive Environmental Response, Compensation and Liability Act (CERCLA), ce qui entraîne des exigences de déclaration et aide à recouvrir certains des coûts d’assainissement.

L’approche américaine comprend également des mesures prises par le Département de la Défense pour traiter les sites contaminés par les SPFA, par la FDA des États-Unis pour étendre les analyses à l’approvisionnement alimentaire, par le Département de l’Agriculture pour soutenir la recherche, ainsi que par le Département de la Sécurité intérieure pour recenser les utilisations et les rejets de SPFA et adopter des mesures à l’intention des intervenants en cas d’urgence. Plusieurs autres organismes américains ont annoncé qu’ils mèneraient des travaux de recherche. Ces organismes ont également créé l’Interagency Policy Committee on PFAS, qui veillera à coordonner et à élaborer de nouvelles stratégies d’orientation pour soutenir la recherche, l’assainissement et l’élimination des SPFA dans l’ensemble du pays.

Les États-Unis ont également pris plusieurs mesures concernant les SPFA dans l’eau potable, notamment le règlement Fifth Unregulated Contaminant Surveillance Rule visant à recueillir de nouvelles données sur 29 SPFA présentes dans l’eau potable (US EPA 2021e). En avril 2024, l’EPA a établi, en application de la Safe Drinking Water Act, le règlement National Primary Drinking Water Regulation pour 6 SPFA, qui définit des concentrations maximales de contaminants (CMC). Les CMC pour l’APFO et le SPFO sont établies à 4 ng/L, alors que celles pour le PFHxS, le PFNA et le HFPO-DA sont établies à 10 ng/L. En outre, ce règlement comprend un seuil d’indice de danger pour les mélanges contenant au moins 2 des substances parmi le PFNA, le PFHxS, le HFPO-DA et le PFBS (US EPA 2024).

En 2016, la FDA américaine a révoqué plusieurs autorisations pour l’utilisation des SPFA-LC dans les matériaux d’emballage alimentaire et a annoncé en 2020 l’abandon volontaire graduel des SPFA contenant du FTOH 6:2. À partir de 2019, un fabricant a accepté de cesser progressivement la vente de composés contenant du FTOH 6:2 comme substance entrant en contact avec les aliments. En 2020, les 3 autres fabricants ont accepté de cesser progressivement sur 3 ans la vente aux États-Unis de matériaux contenant du FTOH 6:2 qui entrent en contact avec les aliments En 2024, la FDA a annoncé que les fabricants des autres produits à l’épreuve des graisses contenant des SPFA (c’est-à-dire des SPFA appliquées à des emballages d’aliments de restauration rapide, à des sacs de maïs à éclater au four à micro-ondes, à des contenants en carton pour commandes à emporter et à des sacs de nourriture pour animaux) qui pouvaient être utilisés aux États-Unis dans des applications en contact avec les aliments avaient volontairement cessé de vendre ces produits pour des raisons commerciales sans lien avec la sécurité (US FDA 2024). Par la suite, en janvier 2025, elle a annoncé que 35 avis de contact avec les aliments portant sur des SPFA n’étaient plus en vigueur, étant donné qu’il avait été confirmé que ces substances n’étaient plus utilisées dans des emballages alimentaires à base de papier aux États-Unis (US FDA 2025). L’Amendement de Kigali au Protocole de Montréal relatif à des substances qui appauvrissent la couche d’ozone, une entente internationale visant à réduire la production et la consommation de HFC de 80 à 85 % d’ici 2047, a été ratifié par les États-Unis en 2022. L’American Innovation and Manufacturing (AIM) Act autorise l’EPA américaine à réduire la production et la consommation d’un certain nombre de HFC indiqués, à gérer les produits de remplacement et à faciliter le passage à de nouvelles technologies améliorées en imposant des restrictions propres aux secteurs^{Note de bas de page 15}. Le programme Significant New Alternatives Policy (SNAP) de l’EPA, dans le cadre duquel des évaluations comparatives sont réalisées, a permis de déterminer que quelques HFO précis étaient des produits de remplacement « acceptables » des HFC dans diverses utilisations, y compris l’utilisation comme agents de gonflement et frigorigènes^{Note de bas de page 16}. L’évaluation de ce programme se conforme au Protocole de Montréal relatif à des substances qui appauvrissent la couche d’ozone et à l’AIM Act.

À l’échelle des États, de nombreux États, dont l’Alaska, l’Arizona, l’Arkansas, la Californie, le Colorado, le Connecticut, la Géorgie, Hawaï, l’Illinois, l’Indiana, le Kentucky, la Louisiane, le Maine, le Maryland, le Michigan, le Minnesota, le Nevada, le New Hampshire, le New Jersey, l’État de New York, le Rhode Island, l’Ohio, le Vermont, la Virginie, l’État de Washington, la Virginie occidentale et le Wisconsin, ont interdit l’utilisation de mousses AFFF extinctrices contenant tout type de SPFA (Safer States 2024, Arkansas 2021, Ohio 2022, Virginia 2029, West Virginia 2021). De nombreux États ont également pris des mesures pour interdire l’utilisation des SPFA dans les matériaux d’emballage alimentaire, notamment la Californie, le Colorado, le Connecticut, Hawaï, le Maine, le Maryland, le Minnesota, l’État de New York, le Vermont et l’État de Washington, et pour interdire l’utilisation des SPFA dans les cosmétiques, notamment la Californie, le Colorado, le Connecticut, le Maryland, le New Hampshire, l’État de New York, l’Oregon et l’État de Washington (Safer States 2024, State of California 2022b, State of Colorado 2024, State of Maryland 2021). Plusieurs États, notamment la Californie, le Colorado, le Connecticut, le Massachusetts et l’État de Washington, ont pris des mesures pour exiger la divulgation des SPFA volontairement ajoutées à la tenue d’intervention des pompiers. Le Massachusetts et le Connecticut ont également agi pour interdire les SPFA dans cette tenue quelques années après l’entrée en vigueur de l’exigence de divulgation. Certains États ont pris diverses autres mesures concernant les SPFA, par exemple :

• la Californie
  • Interdiction d’utiliser tout type de SPFA dans les produits destinés aux jeunes (moins de 12 ans) d’ici 2023 (State of California 2021);
  • Interdiction d’utiliser tout type de SPFA dans les articles textiles d’ici 2025 (State of California 2022a);

• le Colorado
  • Interdiction d’utiliser les SPFA dans une large gamme de produits allant de la soie dentaire aux produits d’hygiène menstruelle et au gazon artificiel, les dates d’entrée en vigueur s’étendant de 2025 à 2028 (State of Colorado 2024);

• le Maine
  • Exigence de déclaration de la plupart des SPFA présentes dans les produits à partir de 2025 et interdiction complète de toutes les utilisations non essentielles d’ici 2030 (State of Maine 2021);

• le Vermont
  • Interdiction des SPFA dans des produits de consommation (tapis, moquettes, traitements après-vente et farts à ski) (State of Vermont 2021).

8.2.6 Union européenne

Tout comme le Canada, l’Union européenne (UE) et ses États membres sont Parties à la Convention de Stockholm sur les POP.

Des restrictions sont actuellement en vigueur dans l’UE pour le SPFO, l’APFO et le PFHxS, tandis que des restrictions concernant les APFC à LC (Commission européenne 2021) entrent progressivement en vigueur en suivant un échéancier s’étendant de 2023 à 2025. En outre, l’UE a imposé des restrictions sur l’utilisation du PFHxA^{Note de bas de page 17} en vertu du règlement REACH.

Certaines SPFA figurent sur la liste des substances extrêmement préoccupantes (SVHC) du règlement européen REACH, notamment le PFBS^{Note de bas de page 18} et le HFPO-DA^{Note de bas de page 19}.

En octobre 2020, la Commission européenne a publié un plan intitulé Stratégie pour la durabilité dans le domaine des produits chimiques : Vers un environnement exempt de substances toxiques (Commission européenne 2020b), qui expose son intention d’interdire la catégorie des SPFA dans les mousses extinctrices ainsi que dans d’autres utilisations et d’autoriser leur emploi uniquement lorsqu’elles sont essentielles pour la société. Cet objectif est fondé sur le grand nombre de cas de contamination du sol et de l’eau, y compris de l’eau potable, les risques inacceptables pour l’environnement et la santé humaine ainsi que les coûts sociétaux et économiques qui en découlent. L’UE s’est engagée à prendre d’autres mesures, notamment traiter des SPFA dans les forums internationaux et dans le cadre d’autres lois et règlements sur l’eau, les produits durables, les aliments, les émissions industrielles et les déchets, soutenir la recherche et l’innovation pour éliminer la contamination par les SPFA et mettre au point des produits de remplacement des SPFA qui sont sûrs.

En novembre 2024, la Commission européenne a publié un projet de règlement (Commission européenne 2024) qui vise à restreindre l’utilisation des mousses extinctrices contenant des SPFA et s’appuie sur les recommandations fournies dans le dossier sur la restriction de l’ECHA et l’opinion de ses comités scientifiques^{Note de bas de page 20}. S’il est approuvé, ce règlement interdira la commercialisation, l’utilisation et l’exportation de SPFA dans les mousses extinctrices après une période de transition propre aux utilisations ou aux secteurs.

De plus, le conseil de l’Union européenne a adopté une directive concernant les SPFA dans l’eau potable. Cette directive prévoit des limites de 100 ng/L pour la somme de 20 SPFA, et de 500 ng/L pour la somme de toutes les SPFA. Les États membres ont jusqu’en janvier 2026 pour les respecter (UE 2020).

L’UE a également publié une proposition visant à restreindre considérablement l’utilisation des SPFA afin d’en réduire les émissions dans l’environnement. Les substances soumises à cette proposition de restriction correspondent à la définition des SPFA de l’OCDE. Les 2 options envisagées dans cette proposition sont les suivantes :

1. interdiction totale assortie d’une période de transition de 18 mois;
2. interdiction assortie d’une dérogation pour certaines utilisations qui est avant tout limitée dans le temps.

Si ce règlement est approuvé, il interdira la fabrication, l’utilisation et la commercialisation de SPFA individuellement, dans des mélanges ou dans des articles pour la majorité des utilisations. La proposition a fait l’objet d’une période de consultation de 6 mois qui s’est terminée le 25 septembre 2023. Étant donné les très nombreux commentaires reçus, le comité d’évaluation des risques et le comité d’analyse socio-économique ont entamé des réunions axées sur chacun des secteurs. En 2024, les secteurs examinés ont compris les textiles, les matériaux et emballages en contact avec les aliments, le pétrole et l’exploitation minière et les produits de construction. Les secteurs des fluoropolymères, des gaz fluorés, de l’énergie et des transports devraient être examinés en 2025 (ECHA 2023e).

8.2.7 Australie et Nouvelle-Zélande

Tout comme le Canada, l’Australie et la Nouvelle-Zélande sont Parties à la Convention de Stockholm sur les POP.

En général, l’Australie n’interdit ou ne restreint pas les produits chimiques industriels à l’échelon fédéral. Ces mesures de gestion des risques relèvent plutôt des États ou des territoires. En 2018, l’Australie méridionale a interdit les mousses extinctrices fluorées, prévoyant une période de transition qui s’est terminée en janvier 2020. Le gouvernement australien a formulé des recommandations pour la qualité de l’eau potable et des eaux récréatives pour le SPFO, l’APFO et le PFHxS. Le plan national de gestion environnementale des SPFA (Heads of EPA Australia and New Zealand 2020) fournit au gouvernement fédéral, aux États et aux territoires un cadre basé sur les risques pour la réglementation des sites et des matériaux contaminés par les SPFA. Un accord intergouvernemental prévoit également d’autres orientations précises pour les mesures concernant les sites contaminés par les SPFA (Council of Australian Governments 2020). Le gouvernement australien soutient également la recherche sur l’exposition aux SPFA, les effets de ces substances sur la santé et les nouvelles mesures d’assainissement.

En Nouvelle-Zélande, le SPFO et l’APFO ont été interdits en 2006, sauf pour l’utilisation dans les mousses extinctrices. Cependant, depuis 2020, l’importation, la fabrication et l’utilisation de SPFO et d’APFO sont interdites sans aucune exception. La Nouvelle-Zélande a interdit l’utilisation de la catégorie des SPFA dans les cosmétiques, avec une interdiction d’importation ou de fabrication prenant effet à la fin de 2025 et une interdiction de vente de cosmétiques contenant des SPFA à la fin de 2026 (NZ EPA 2024).

8.2.8 Déclarations scientifiques internationales

Divers groupes de scientifiques universitaires et gouvernementaux ainsi que des organismes internationaux ont publié des déclarations proposant des recommandations concernant l’état actuel de la science, de la réglementation et des rejets de SPFA dans l’environnement. Les déclarations de Helsingør, de Madrid et de Zürich sont des publications succinctes découlant de réunions d’experts sur les SPFA (Scheringer et coll. 2014; Blum et coll. 2015; Ritscher et coll. 2018; DeWitt et coll. 2024). Les signataires de ces déclarations comprennent un grand nombre de scientifiques provenant pour la plupart d’établissements universitaires internationaux.

La Déclaration de Helsingør sur les substances per- et polyfluoroalkyliques (SPFA) (Scheringer et coll. 2014) décrit l’omniprésence des SPFA dans l’environnement, le manque de données à leur sujet, les risques de la transition de l’utilisation des SPFA réglementées vers des substances de remplacement fluorées, l’absence actuelle de surveillance réglementaire des substances de remplacement fluorées et les risques découlant d’une exposition croissante en raison de la stabilité des SPFA et de la présence de produits de transformation perfluorés dans l’environnement. Cette déclaration demande également la restriction des SPFA aux seules applications essentielles. La Déclaration de Madrid sur les substances per- et polyfluoroalkyliques (Blum et coll. 2015), s’appuyant sur les préoccupations exprimées dans la Déclaration de Helsingør, appelle la communauté internationale à limiter la production et l’utilisation des SPFA et formule des recommandations précises à l’intention des scientifiques, des gouvernements, des fabricants de substances chimiques et autres produits, des entreprises, des organisations et des consommateurs. La Déclaration de Zürich sur les actions futures concernant les substances per‑ et polyfluoroalkyliques (SPFA) (Ritscher et coll. 2018) est le résultat d’un atelier de 2017 qui a rassemblé des scientifiques et des organismes de réglementation de partout dans le monde. Elle fait écho aux préoccupations des 2 déclarations précédentes et formule une série de recommandations pour aider à réduire et à restreindre l’utilisation des SPFA. La Deuxième déclaration de Zürich sur les substances per- et polyfluoroalkyliques (SPFA) (DeWitt et coll. 2024) reflète les renseignements recueillis lors d’un deuxième atelier tenu à Zürich 5 ans après le premier atelier (soit celui décrit par Ritscher et coll. 2018). Elle décrit les prochaines étapes qui pourraient être franchies sur le plan réglementaire ainsi que des mesures non réglementaires et incitatives. Par ailleurs, les participants à l’atelier étaient d’accord avec l’idée que des ateliers et des échanges multilatéraux continus facilitent les discussions essentielles au sujet des SPFA.

Dans l’ensemble, ces déclarations décrivent les défis liés à l’évaluation et à la gestion de l’exposition humaine et environnementale à la grande catégorie des SPFA et les préoccupations concernant le remplacement des SPFA réglementées. Des recommandations ont été formulées sur les actions de coopération et le renforcement des approches scientifiques et politiques concernant les SPFA. Bon nombre de ces éléments font valoir l’adoption d’une approche préventive et de précautionà l’égard de cette catégorie de substances.

9. Constatations

Le grand nombre de substances composant la catégorie des SPFA (section 1) et le large éventail d’utilisations associées (section 2.1) constituent un défi en ce qui a trait à la gestion des produits chimiques. L’utilisation répandue des SPFA dans une vaste gamme d’applications, notamment dans certaines mousses extinctrices, les matériaux d’emballage alimentaire, les agents tensioactifs, les lubrifiants, les médicaments (y compris les produits de santé naturels et les médicaments sans ordonnance), les dispositifs médicaux, les cosmétiques, les pesticides, les textiles, les véhicules, les produits répulsifs et le matériel électronique, entraîne une augmentation constante de ces substances dans l’environnement et de l’exposition des humains. En raison de leur extrême stabilité ou de leur transformation en d’autres SPFA stables, l’effet net du rejet continu de ces substances dans l’environnement se soldera à long terme par une exposition humaine et environnementale directe. Comme résultat de cette contamination irréversible ou, au mieux, peu réversible (ECHA 2023b) et en l’absence d’intervention, les concentrations dans l’environnement et l’absorption par les biotes et les humains pourraient continuer d’augmenter.

L’exposition aux SPFA est aussi amplifiée par la mobilité de ces substances (section 3.2.4) et leur potentiel de transport à grande distance (section 3.2.5). Comme certaines SPFA neutres sont très mobiles dans l’air (par exemple les alcools fluorotélomériques) et que les formes ionisées sont mobiles dans l’eau (par exemple les APFA), les SPFA peuvent être transportées sur de grandes distances et dispersées sur de vastes superficies, d’où une répartition mondiale. En outre, certaines SPFA à chaîne courte utilisées en remplacement des SPFA à longue chaîne interdites se sont avérées encore plus mobiles à l’échelle locale, et pourraient donc être transférées vers les plantes cultivées destinées à l’alimentation humaine et vers l’eau potable.

La combinaison de l’extrême persistance des SPFA, de leur mobilité (permettant la migration locale) et de leur potentiel de transport à grande distance dans l’environnement a donné lieu à une exposition généralisée aux SPFA dans les écosystèmes partout au Canada, ainsi que dans les biotes et chez les humains, une observation qui a été étayée par les données de surveillance disponibles (sections 4 et 5). Les concentrations les plus élevées dans l’environnement sont mesurées à proximité des sources de rejets, mais elles sont également préoccupantes dans les régions éloignées des zones où les SPFA sont produites et utilisées, notamment dans les régions arctiques et subarctiques du Canada, en raison du transport à grande distance (section 4.1). Au fil du temps, les études canadiennes de biosurveillance humaine ont systématiquement noté une quasi-ubiquité du SPFO et de l’APFO dans le plasma humain (section 5.4). Certaines SPFA ont également été trouvées en concentration plus élevée dans certaines communautés autochtones ou nordiques que dans le reste de la population canadienne. Cependant, la concentration d’autres SPFA (comme l’APFO) serait plus faible. Il a été établi que certaines SPFA à chaîne courte, dont l’élimination est relativement rapide chez les humains, sont détectées dans des échantillons de biosurveillance humaine, selon certains ensembles de données internationaux (voir, par exemple, Poothong et coll. 2017), ce qui semble également indiquer une exposition permanente. Bien que la surveillance porte toujours sur une fraction relativement faible des SPFA, certaines activités de biosurveillance au Canada continuent de s’étendre et produisent des données sur plusieurs précurseurs et SPFA de remplacement qui n’avaient jamais été mesurés auparavant. Les difficultés de la biosurveillance ont également été abordées dans le présent rapport, notamment la nécessité d’optimiser les méthodes aux fins de l’utilisation de divers biomarqueurs et la complexité du choix des matrices biologiques appropriées.

Bien que des données aient en grande partie été obtenues pour un groupe limité de substances bien étudiées, on dispose de plus en plus de données probantes qui montrent un lien entre certaines SPFA et des effets négatifs chez les animaux sauvages et les humains. D’après l’ITRC (2021b), bien que seules quelques SPFA soient bien étudiées sur le plan toxicologique, celles ayant fait l’objet d’études se sont révélées capables de causer des effets nocifs pour les animaux et/ou les humains. Les données relatives aux espèces sauvages portent surtout sur un petit groupe d’espèces (comme les poissons et les invertébrés aquatiques; voir la section 6). Cependant, il a été montré que les SPFA s’accumulent et causent des effets toxiques dans divers organismes. Des effets systémiques (touchant par exemple la croissance, la reproduction et le développement) et mécanistiques (comme l’immunotoxicité et la neurotoxicité) ont été signalés dans la documentation scientifique, certaines espèces étant plus sensibles aux effets nocifs. Par exemple, on a constaté que certaines SPFA possèdent un potentiel élevé d’amplification dans les organismes aérobies (tels que les mammifères et les oiseaux), ce qui peut augmenter la probabilité d’effets nocifs. Il a également été montré que certaines SPFA sont facilement absorbées par l’humain et peuvent s’accumuler en raison d’une élimination lente ou d’une exposition continue. Tout comme dans les profils de toxicité observés chez les animaux sauvages, des effets ont été notés dans plusieurs organes et systèmes humains, notamment le foie, le système immunitaire, les reins, le système reproducteur, le développement, le système endocrinien (glande thyroïde) et le métabolisme (lipides, homéostasie du glucose, poids corporel) [section 7].

Les préoccupations concernant les SPFA bien étudiées ont souvent attiré l’attention des autorités réglementaires (section 8). Par exemple, au Canada, le SPFO, l’APFO et les APFC à LC, leurs précurseurs et leurs sels ont tous été jugés toxiques au sens de la LCPE et ont été interdits (sauf pour un nombre limité d’exemptions). Ailleurs dans le monde, on a recommandé d’ajouter les APFC à LC à la liste des polluants organiques persistants de la Convention de Stockholm; le SPFO et l’APFO ainsi que leurs sels et les composés apparentés y ont été inscrits. En raison notamment des diverses mesures réglementaires prises dans le monde concernant l’APFO et le SPFO, d’autres SPFA (comme les PFCA-CC et les PFSA-CC) ont été introduites comme produits de remplacement. Au départ, on pensait que les substances de remplacement à chaîne courte présentaient un potentiel de bioaccumulation et de toxicité généralement plus faible, d’après les résultats des analyses de toxicité standard effectuées sur des espèces aquatiques d’eau douce comme les poissons, les daphnies et les algues. Cependant, les résultats sont de plus en plus préoccupants concernant plusieurs SPFA à chaîne courte étudiées séparément et/ou en sous-groupes à mesure que les données deviennent plus nombreuses et qu’on en obtient pour d’autres espèces, notamment les mammifères. Le PFHxS (utilisé dans certains cas comme produit de remplacement du SPFO et dans d’autres applications), ainsi que ses sels et les composés apparentés, a été inscrit à la Convention de Stockholm. Un autre substitut, le PFBS, est jugé extrêmement préoccupant dans le règlement européen REACH, tout comme le HFPO-DA, ses sels (le HFPO-DA et son sel d’ammonium sont communément appelés GenX) et ses halogénures d’acyle. Dans d’autres applications, le PFBS et le HFPO-DA sont utilisés en remplacement du SPFO et de l’APFO, respectivement. Malgré ces progrès, il subsiste de grandes lacunes dans les données sur la majorité des SPFA.

De plus, bien que les études en laboratoire aient généralement porté sur des SPFA distinctes, les résultats de l’échantillonnage et de la biosurveillance de l’environnement indiquent que les humains et les biotes sont exposés simultanément à de multiples SPFA. De nombreux précurseurs commerciaux peuvent se transformer en acides stables, contribuant ainsi à cette exposition combinée. À l’heure actuelle, les dangers de l’exposition à de multiples SPFA sont en grande partie inconnus, et les études limitées qui ont porté sur les effets interactifs ont donné des résultats complexes, y compris de nature synergique, antagoniste et additive, variant en fonction des conditions expérimentales. Étant donné la probabilité d’exposition simultanée à de multiples SPFA et du potentiel d’effets cumulatifs, on s’est beaucoup intéressé à la gestion de ces substances en tant que catégorie (voir, par exemple, HBM4EU 2019; EFSA 2020; Bil et coll. 2021; ECHA 2023b, 2023d). Traiter les SPFA en tant que catégorie pourrait également réduire les risques de faire des substitutions regrettables.

La gestion et la réduction au minimum en amont demeurent les moyens les plus efficaces de réduire la concentration de SPFA dans de nombreux milieux récepteurs, et les seuls moyens de réduire la concentration de ces substances dans les milieux environnementaux ambiants. Par conséquent, les scientifiques, les organismes de réglementation et d’autres organisations internationales préconisent ou utilisent de plus en plus de nouvelles approches pour traiter les SPFA (section 8.2). Ainsi, dans la documentation scientifique, les chercheurs débattent de la meilleure façon de définir l’étendue des SPFA (voir, par exemple, Kwiatkowski et coll. 2020, 2021; Singh et Papanastasiou 2021). Conscients de l’état actuel de la science et des rejets constants de SPFA dans l’environnement, divers groupes de scientifiques du milieu universitaire et du gouvernement ont également publié des déclarations (telles que les déclarations de Helsingør [Scheringer et coll. 2014], de Madrid [Blum et coll. 2015] et de Zürich [Ritscher et coll. 2018; DeWitt et coll. 2024]) proposant et demandant d’appliquer le principe de précaution et de restreindre les utilisations des SPFA. Dans la communauté internationale, les États-Unis ont annoncé la mise en place d’une approche pangouvernementale pour endiguer la contamination actuelle et future par les SPFA. À l’appui de cette initiative, un groupe de 67 experts a adressé une lettre à l’EPA dans laquelle ils plaident en faveur d’une approche par catégorie pour la réglementation des SPFA et de l’élimination des utilisations nouvelles et non essentielles (Birnbaum et coll. 2021). De plus, l’UE a publié une proposition de restreindre les SPFA le 22 mars 2023. La proposition et les commentaires reçus pendant la période de consultation de 6 mois sont encore en cours d’examen par les comités scientifiques de l’ECHA. Lorsque l’évaluation de l’ensemble de la proposition sera terminée, les comités adopteront leurs opinions, qui seront ensuite présentées à la Commission européenne. Le contexte sur lequel repose cette proposition de restreindre les SPFA est l’application du principe de précaution, en raison de l’ampleur de l’incertitude scientifique qui entoure actuellement les SPFA moins étudiées (ECHA 2023b). L’UE souligne que les SPFA présentent des similitudes structurales à l’origine des dangers et des risques au sein de la catégorie (ECHA 2023b), et que l’exposition simultanée à plusieurs SPFA visant les mêmes organes cibles pourrait causer des effets cumulatifs qui dépassent les seuils d’effets par rapport à une substance distincte (ECHA 2023c).

En raison de leur persistance extrêmement longue et de leurs propriétés (potentiel d’accumulation dans les organismes et de bioamplification dans la chaîne trophique, capacité à être transportées localement et à grande distance, difficulté à être éliminées des sites contaminés, voire impossibilité d’être éliminées de l’environnement au sens large), les SPFA (de plus en plus appelées « produits chimiques éternels ») resteront présentes dans l’environnement et continueront d’être absorbées par les humains et d’autres biotes en quantité croissante si aucune intervention n’est entreprise. Bien qu’il soit très difficile de comprendre les caractéristiques des SPFA en raison de la grande variété de structures, de plus en plus de données semblent indiquer que les préoccupations soulevées au sujet des SPFA bien étudiées sont plus généralement applicables aux autres SPFA qu’on le pensait. Par ailleurs, des études récentes semblent indiquer que la présence des SPFA dans l’environnement et l’exposition combinée à de multiples SPFA sont généralisées. Par conséquent, la présence de nouvelles SPFA détectées dans l’environnement et leurs possibles effets cumulatifs permettent de croire qu’on sous-estime probablement les effets nocifs possibles signalés par les études ayant principalement porté sur des SPFA distinctes ou des groupes restreints de celles-ci.

Voici ce que nous savons d’après les données dont nous disposons actuellement :

• l’utilisation généralisée des SPFA, leur transport dans l’environnement et leur omniprésence ont entraîné une exposition environnementale et humaine continue à de multiples SPFA, une observation qui est confirmée par les études de surveillance environnementale et de biosurveillance humaine, qui font notamment état d’une exposition plus élevée dans certains sous-groupes de la population humaine;
• comme les SPFA sont extrêmement persistantes et qu’elles sont utilisées dans un large éventail d’applications entraînant des rejets continus dans l’environnement, la quantité de SPFA dans l’environnement devrait augmenter;
• l’exposition aux SPFA bien étudiées peut avoir des effets sur plusieurs systèmes et organes chez les humains et les espèces sauvages. Des données récentes montrent des effets sur la santé humaine à des concentrations plus faibles que les concentrations indiquées dans les études précédentes;
• certaines SPFA bien étudiées ont montré leur capacité à s’accumuler et à être amplifiées dans les réseaux trophiques à un point tel qu’elles peuvent causer des effets nocifs pour les biotes, même à de faibles concentrations dans l’environnement;
• les potentiels d’exposition et d’effets cumulatifs sont des facteurs importants à considérer, car les humains et les espèces sauvages sont surtout exposés à des mélanges inconnus de SPFA.

Malgré les incertitudes associées à la compréhension des caractéristiques des SPFA en fonction de la grande variété de structures à partir des ensembles de données toxicologiques, épidémiologiques et de surveillance portant sur un nombre limité de SPFA, de plus en plus de données probantes semblent indiquer que les préoccupations liées aux SPFA bien étudiées sont plus généralement applicables à d’autres SPFA qu’on le pensait. Ainsi, même si les dangers particuliers associés aux mélanges de SPFA sont en grande partie inconnus, il existe un grand nombre de sources possibles de SPFA pouvant mener à une exposition, et il est raisonnable de penser que l’exposition à de multiples SPFA pourrait causer des effets cumulatifs.

Pour préserver la santé humaine et protéger l’environnement et pour faire preuve de prudence lorsqu’il y a des lacunes dans les données, il est raisonnable de s’attendre à ce que les préoccupations relevées pour les SPFA bien étudiées puissent également être inhérentes aux autres substances de la catégorie.

En raison de l’extrême persistance des SPFA et de leur potentiel de causer des effets nocifs, les répercussions sur l’environnement devraient augmenter si on ne cesse pas d’y introduire ces substances. Compte tenu de ce que l’on sait des SPFA bien étudiées et de la possibilité que d’autres SPFA se comportent de la même manière, et comme on s’attend à ce que l’exposition simultanée à plusieurs SPFA augmentent la probabilité de causer des effets préjudiciables, il est conclu que les substances de la catégorie des SPFA, à l’exclusion des fluoropolymères comme on les définit dans le présent rapport, satisfont au critère énoncé à l’alinéa 64a) de la LCPE, car ces substances pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou 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. Cependant, il est conclu que les substances de la catégorie des SPFA, à l’exclusion des fluoropolymères comme on les définit dans le présent rapport, ne satisfont pas au critère énoncé à l’alinéa 64b) de la LCPE, car ces substances ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu de l’utilisation répandue des SPFA et de l’omniprésence de ces substances dans l’environnement, les humains sont continuellement exposés à de multiples SPFA, ce qui pourrait causer des effets préoccupants. Compte tenu de ce que l’on sait des SPFA bien étudiées et de la possibilité que d’autres SPFA se comportent de la même manière, et comme on s’attend à ce que l’exposition simultanée à plusieurs SPFA augmentent la probabilité de causer des effets préjudiciables, il est conclu que les substances de la catégorie des SPFA, à l’exclusion des fluoropolymères comme on les définit dans le présent rapport, satisfont au critère énoncé à l’alinéa 64c) de la LCPE, car ces substances pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est donc conclu que les substances de la catégorie des SPFA, à l’exclusion des fluoropolymères comme on les définit dans le présent rapport, satisfont à un ou à plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

Les SPFA bien étudiées satisfont aux critères de persistance énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE. Compte tenu des données disponibles et des similitudes structurales, on s’attend à ce que d’autres substances appartenant à la catégorie des SPFA soient également très persistantes ou se transforment en SPFA persistantes. Il est donc déterminé que la catégorie des SPFA répond aux critères de persistance énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE. Puisque les fluoropolymères ont été exclus de la présente évaluation, ils sont également exclus de cette détermination relative au Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE.

Le potentiel de bioamplification et d’amplification trophique des SPFA bien étudiées chez les organismes aérobies est très préoccupant. Cependant, les critères quantitatifs de la bioaccumulation, décrits dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation, sont fondés sur les données de bioaccumulation chez les espèces aquatiques d’eau douce, données qui ne tiennent pas compte du potentiel de bioamplification. Par conséquent, l’application des critères ne permettrait pas de représenter les préoccupations suscitées par la bioamplification par le régime alimentaire, qui constitue la principale voie d’exposition du réseau trophique établie pour les SPFA bien étudiées. Par conséquent, on ne peut établir raisonnablement le potentiel de bioaccumulation des SPFA selon les critères réglementaires énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE.

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11. Annexe A : Abréviations de SPFA

Tableau A-1. Abréviations de SPFA utilisées dans le Rapport sur l’état des SPFA

Abréviation de la substancea	No CAS	Nom	Groupe
7H-PFHpA	1546-95-8	Acide 7H-perfluoroheptanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
9Cl-PF3ONS	756426-58-1	Acide perfluoro{2-[(6-chlorohexyl)oxy]éthane-sulfonique}	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther sulfoniques (PFESA)
11Cl-PF3OUdS	763051-92-9	Acide 11-chloroeicosafluoro-3-oxaundécane-1-sulfonique	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther sulfoniques (PFESA)
ADONA	958445-44-8	4,8-Dioxa-3H-perfluorononanoate d’ammonium	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
APFO (C8)	335-67-1	Acide perfluorooctanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
C6O4	1190931-27-1	2,2-Difluoro-2-{[2,2,4,5-tétrafluoro-5-(trifluorométhoxy)-1,3-dioxolan-4-yl]oxy}acétate d’ammonium	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
Cl-PFESA (6:2) [F-53B]	73606-19-6	Acide sulfonique d’éther 6:2 chloré et polyfluoré	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther sulfoniques (PFESA)
Cl-PFECA	220207-15-8	1,1,2,3,3,3-Hexafluoroprop-1-ène, télomérisé avec le 1-chloro-1,2,2-trifluoroéthène, oxydé, réduit, ester éthylique, hydrolysé, sel de sodium	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
Cl-PFECA	330809-92-2	1,1,2,3,3,3-Hexafluoroprop-1-ène, télomérisé avec le 1-chloro-1,2,2-trifluoroéthène, oxydé, réduit, hydrolysé, sels d’ammonium	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
Cl-PFECA	329238-24-6	Acide trifluoroacétique, substitué en position α avec le ω-chlorohexafluoropropyloxy-poly[oxy(hexafluoropropane-1,2-diyl)-co-oxy(tétrafluoroéthane-1,1-diyle)]	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
diPAP (4:2)	135098-69-0	Diester de fluorotélomère 4:2 phosphate	Esters de polyfluoroalkylphosphate (PAP)
diPAP (6:2)	57677-95-9	Diester de fluorotélomère 6:2 phosphate	Esters de polyfluoroalkylphosphate (PAP)
diPAP (6:2/8:2)	943913-15-3	Diester de fluorotélomère 6:2/8:2 phosphate	Esters de polyfluoroalkylphosphate (PAP)
diPAP (8:2)	678-41-1	Diester de fluorotélomère 8:2 phosphate	Esters de polyfluoroalkylphosphate (PAP)
diPAP (10:2)	1895-26-7	Diester de fluorotélomère 10:2 phosphate	Esters de polyfluoroalkylphosphate (PAP)
EEA-NH4	908020-52-0	Difluoro[1,1,2,2-tétrafluoro-2-(pentafluoroéthoxy)éthoxy]acétate d’ammonium	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
EtFOSE	1691-99-2	N-éthylperfluorooctane-sulfonamidoéthanol	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
EtPFOSAA	2991-50-6	Acide 2-(N-éthylperfluorooctane-sulfonamido)acétique	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
FBSA	30334-69-1	Perfluorobutane-sulfonamide	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
FOSAA	2806-24-8	Acide perfluorooctane-sulfonamidoacétique	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
FTB (5:1:2)	171184-02-4	Fluorotélomère 5:1:2 bétaïne	Fluorotélomère bétaïne (FTB)
FTCA (5:3)	914637-49-3	Acide fluorotélomère 5:3 carboxylique	Acides fluorotélomère carboxyliques (FTCA)
FTCA (6:2)	53826-12-3	Acide fluorotélomère 6:2 carboxylique	Acides fluorotélomère carboxyliques (FTCA)
FTCA (7:3)	812-70-4	Acide fluorotélomère 7:3 carboxylique	Acides fluorotélomère carboxyliques (FTCA)
FTCA (8:2)	27854-31-5	Acide fluorotélomère 8:2 carboxylique	Acides fluorotélomère carboxyliques (FTCA)
FTOH (6:2)	647-42-7	Alcool fluorotélomérique 6:2	Alcools fluorotélomériques n:2 (FTOH)
FTOH (8:2)	678-39-7	Alcool fluorotélomérique 8:2	Alcools fluorotélomériques n:2 (FTOH)
FTOH (10:2)	865-86-1	Alcool fluorotélomérique 10:2	Alcools fluorotélomériques n:2 (FTOH)
FTSA (4:2)	757124-72-4	Acide fluorotélomère 4:2 sulfonique	Acides fluorotélomère n:2 sulfoniques (FTSA)
FTSA (6:2)	27619-97-2	Acide fluorotélomère 6:2 sulfonique	Acides fluorotélomère n:2 sulfoniques (FTSA)
FTSA (8:2)	39108-34-4	Acide fluorotélomère 8:2 sulfonique	Acides fluorotélomère n:2 sulfoniques (FTSA)
FtSOAoS (6:2)	1513864-10-2	Acide fluorotélomère 6:2 sulfinylamidosulfonique	Acides fluorotélomère n:2 sulfoniques (FTSA)
FTUCA (6:2)	70887-88-6	Acide fluorotélomère 6:2 carboxylique insaturé	Acides fluorotélomère carboxyliques insaturés (FTUCA)
FTUCA (8:2)	70887-84-2	Acide fluorotélomère 8:2 carboxylique insaturé	Acides fluorotélomère carboxyliques insaturés (FTUCA)
HFPO-DA (sel d’ammonium)	62037-80-3	2,3,3,3-tétrafluoro-2-(heptafluoropropoxy) propanoate d’ammonium	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
HFPO-DA	13252-13-6	Acide 2,3,3,3-tétrafluoro-2-(heptafluoropropoxy) propanoïque	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
HFPO-TA	13252-14-7	Acide 2,3,3,3-tétrafluoro-2-[hexafluoro-2-(heptafluoropropoxy) propoxy]propanoïque	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
HQ-115	90076-65-6	1,1,1-Trifluoro-N-[(trifluorométhyl)sulfonyl]méthanesulfonamide, sel de lithium	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
MeFBSE	34454-97-2	1,1,2,2,3,3,4,4,4-Nonafluoro-N-(2-hydroxyéthyl)-N-méthylbutane-1-sulfonamide	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
MeFOSE	24448-09-7	N-méthylperfluorooctane-sulfonamidoéthanol	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
MePFOSAA	2355-31-9	Acide 2-(N-méthylperfluorooctane-sulfonamido)acétique	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
monoPAP (6:2)	57678-01-0	Monoester de fluorotélomère 6:2 phosphate	Esters de polyfluoroalkylphosphate (PAP)
monoPAP (8:2)	57678-03-2	Monoester de fluorotélomère 8:2 phosphate	Esters de polyfluoroalkylphosphate (PAP)
N-EtFOSA	4151-50-2	N-éthylperfluorooctane-sulfonamide	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
N-EtFOSAA	2991-50-6	Acide 2-(N-éthylperfluorooctane-sulfonamido)acétique	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
N-MeFOSA	31506-32-8	N-méthylperfluorooctane-sulfonamide	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
N-MeFOSAA	2355-31-9	Acide 2-(N-méthylperfluorooctane-sulfonamido)acétique	Perfluoroalcanesulfonamides (FASA)
NVHOS	801209-99-4	Acide perfluoroéthoxysulfonique	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther sulfoniques (PFESA)
OBS	70829-87-7	4-[1,1,1,4,5,5,5-Heptafluoro-3-(1,1,1,2,3,3,3-heptafluoropropan-2-yl)-4-(trifluorométhyl)pent-2-én-2-yl]oxybenzènesulfonate de sodium	Dérivés de perfluoroalcènes
PEPA	267239-61-2	Acide perfluoro-2-éthoxypropanoïque	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
PFBA (C4)	375-22-4	Acide perfluorobutanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PFBS (C4)	375-73-5	Acide perfluorobutanesulfonique	Acides perfluorosulfoniques (APFS)
PFDA (C10)	335-76-2	Acide perfluorodécanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PFDoDA (C12)	307-55-1	Acide perfluorododécanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PFDoS (C12)	79780-39-5	Acide perfluorododécane-sulfonique	Acides perfluorosulfoniques (APFS)
PFDS (C10)	335-77-3	Acide perfluorodécanesulfonique	Acides perfluorosulfoniques (APFS)
PFECHS (C8)	335-24-0	Acide perfluoroéthylcyclohexane-sulfonique	Acides perfluorosulfoniques (APFS)
PFEtS (C2)	354-88-1	Acide perfluoroéthanesulfonique	Acides perfluorosulfoniques (APFS)
PFHpA (C7)	375-85-9	Acide perfluoroheptanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PFHpS (C7)	375-92-8	Acide perfluoroheptanesulfonique	Acides perfluorosulfoniques (APFS)
PFHxA (C6)	307-24-4	Acide perfluorohexanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PFHxDA (C16)	67905-19-5	Acide perfluorohexadécanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PFHxS (C6)	355-46-4	Acide perfluorohexanesulfonique	Acides perfluorosulfoniques (APFS)
PFNA (C9)	375-95-1	Acide perfluorononanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PFNS (C9)	68259-12-1	Acide perfluorononanesulfonique	Acides perfluorosulfoniques (APFS)
PFO2HxA	39492-88-1	Acide perfluoro-3,5-dioxahexanoïque	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
PFO3OA	39492-89-2	Acide perfluoro-3,5,7-trioxaoctanoïque	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
PFO4DA	39492-90-5	Acide perfluoro-3,5,7,9-tétraoxadécanoïque	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
PFO5DoDA	39492-91-6	Acide perfluoro-3,5,7,9,11-pentaoxadodécanoïque	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther carboxyliques (PFECA)
PFOcDA (C18)	16517-11-6	Acide perfluorooctadécanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
SPFO (C8)	1763-23-1	Acide perfluorooctanesulfonique	Acides perfluorosulfoniques (APFS)
PFOSA ou FOSA	754-91-6	Perfluorooctane-sulfonamide	Perfluoroalcane sulfonamides (FASA)
PFOSF	307-35-7	Fluorure de perfluorooctane sulfonyle	Fluorures de perfluoroalcane sulfonyle (PASF)
PFPA (C6)	40143-76-8	Acide perfluorohexyl-phosphonique	Acides perfluoroalkyl-phosphoniques (PFPA)
PFPA (C8)	40143-78-0	Acide perfluorooctylphosphonique	Acides perfluoroalkyl-phosphoniques (PFPA)
PFPA (C10)	52299-26-0	Acide perfluorodécylphosphonique	Acides perfluoroalkyl-phosphoniques (PFPA)
PFPeA (C5)	2706-90-3	Acide perfluoropentanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PFPeS (C5)	2706-91-4	Acide perfluoropentanesulfonique	Acides perfluorosulfoniques (APFS)
PFPiA (C6/C10)	1240600-40-1	Acide perfluorohexylperfluorodécyl-phosphinique	Acides perfluoroalkyl-phosphiniques (PFPiA)
PFPiA (C6/C12)	68412-69-1	Acide perfluorohexylperfluorododécyl-phosphinique	Acides perfluoroalkyl-phosphiniques (PFPiA)
PFPiA (C6/C6)	40143-77-9	Acide bis(tridécafluorohexyl)phosphinique	Acides perfluoroalkyl-phosphiniques (PFPiA)
PFPiA (C6/C8)	610800-34-5	Acide (heptadécafluorooctyl)-(tridécafluorohexyl) phosphinique	Acides perfluoroalkyl-phosphiniques (PFPiA)
PFPiA (C8/C10)	500776-81-8	Acide perfluorooctylperfluorodécyl-phosphinique	Acides perfluoroalkyl-phosphiniques (PFPiA)
PFPiA (C8/C8)	40143 à 79-1	Acide bis(heptadécafluorooctyl)-phosphinique	Acides perfluoroalkyl-phosphiniques (PFPiA)
PFPrA (C3)	422-64-0	Acide pentafluoropropionique	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PFPrS (C3)	423-41-6	Acide perfluoropropanesulfonique	Acides perfluorosulfoniques (APFS)
PFTeDA (C14)	376-06-7	Acide perfluorotétradécanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PFTrDA (C13)	72629-94-8	Acide perfluorotridécanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PFUnDA (C11)	2058-94-8	Acide perfluoroundécanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
PMPA (C3)	13140-29-9	Acide 2,3,3,3-tétrafluoro-2-(trifluorométhoxy)propanoïque	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)
Sous-produit du Nafion	29311-67-9	Acide 1,1,2,2-tétrafluoro-2-{[1,1,1,2,3,3-hexafluoro-3-(1,2,2-trifluoroéthénoxy)propan-2-yl]oxy}éthanesulfonique	Acides per- ou polyfluoroalkyl éther sulfoniques (PFESA)
TFA (C2)	76-05-1	Acide trifluoroacétique	Acides perfluorocarboxyliques (APFC)

^a Les abréviations des APFC et des APFS peuvent représenter soit la forme acide, soit la forme anionique de la substance chimique.

12. Annexe B : Données de biosurveillance : tableaux

Tableau B-1. Fréquence de détection (%) de SPFA dans le sang humain d’après des études nationales, régionales, à petite échelle ou de cohortes de naissance (partie 1)

Substancea	Canadab	Canadac	É.U.d	Francee	Suèdef	É.-U.g	É.-U.h
TFA	-	-	-	-	-	-	-
PFPrA	-	-	-	-	-	-	-
PFBA	5,4	0	-	1,1	-	-	67,7
PFHxA	1	0	-	0	-	-	98
PFHpA	-	-	-	2,8	4,4	43,3	20,2
APFO	100	99,6	99	100	99,3	98,6	100
PFNA	98,5	96,2	93	99,5	100	92,2	99
PFDA	67,6	60,8	89	89,2	100	65,9	87,9
PFUnDA	36,3	62,4	66	99,5	97,8	58,4	98
PFDoDA	-	-	-	22,3	23	0,3	52,5
PFTrDA	-	-	-	-	-	-	-
PFTeDA	-	-	-	-	-	0	-
PFBS	0,3i	0	-	0	-	10,9	3
PFHxS	99,6	94,3	99	99,6	100	99,7	100
PFHpS	-	-	-	53,4	-	-	-
SPFO	99,3	98,9	100	100	100	98,3	100
PFDS	-	-	-	0	-	-	59,6
PFOSA	-	-	-	0,4	-	19,8	3
EtPFOSAA	-	-	-	2,2	-	19,3	3
MePFOSAA	-	-	59	24,6	-	78,8	97
diPAP 6:2	-	-	-	-	-	-	2
monoPAP 6:2	-	-	-	-	-	-	-
PFHxPA	-	-	-	-	-	-	0

^a Il est à noter que d’autres SPFA ont été mesurées dans les études indiquées dans ce tableau, mais que les fréquences de détection étaient inférieures à 10 %. Ces SPFA sont les suivantes : PFPeA, PFPA C8, PFHxDA, PFODA, FOSAA, FTCA 5:3, FTCA 6:2, FTCA 7:3, FTCA 8:2, FTUCA 6:2, FTUCA 8:2, ADONA, GenX, Cl-PFESA 4:2 diPAP, 8:2, monoPAP, 8:2, FTSA 4:2, FTSA 6:2, FTSA 8:2, 9Cl-PF3ONS, 11Cl-PF3OUdS, HFPO-DA, 7H-PFHpA, PFPiA 6:6, PFPiA 6:8, NVHOS, PMPA, PEPA, sous-produit 1 du Nafion, PFO2HxA et PFO3OA. Certains autres précurseurs de SPFA détectés dans les études réalisées près de sources industrielles ou de sites contaminés ne figurent pas dans ce tableau, car ils ne sont pas des substances représentatives des substances auxquelles la population générale est exposée.
^b Fréquences de détection. Cycle 6 de l’ECMS, 2018 à 2019, population totale du Canada (plasma, 3 à 79 ans, n = 2 354-2 514).
^c % > SD (seuil de détection). Population autochtone dans les réserves et sur les terres de la Couronne au Canada (2011), adultes canadiens (plasma, 20 ans et plus, n = 473) [APN 2013].
^d Fréquences de détection. Étude américaine NHANES (National Health and Nutrition Examination Survey), 2017-2018, population totale des États‑Unis (sérum, n = 1 929).
^e % > SQ. France, 2014‑2016, Étude nationale Esteban, adultes (sérum, 18-74 ans, n = 744) [Fillol et coll. 2021].
^f % > SD. Suède, 2010‑2011, sous-groupe de Riksmaten (enquête nationale suédoise sur les habitudes alimentaires des adultes), adultes (sérum, 18-80 ans, n = 270) [Bjermo et coll. 2013].
^g Fréquences de détection. Biosurveillance en Californie (2019). Étude régionale de l’exposition en Californie, Région 2 (CARE-2), adultes (sérum, 18 ans et plus, n = 359) [Biomonitoring California 2019].
^h Fréquences de détection. Biosurveillance en Californie (2019). Projet ACE sur l’exposition des communautés asiatiques et insulaires du Pacifique – ACE 2, adultes des communautés régionales asiatiques et insulaires du Pacifique (sérum, 18 ans et plus, n = 99) [Biomonitoring California 2019].
ⁱ L’ECMS recommande de recourir aux données avec prudence.

Tableau B-1. Fréquence de détection (%) de SPFA dans le sang humain d’après des études nationales, régionales, à petite échelle ou de cohortes de naissance (partie 2)

Substancea	Corée du Sudb	Allemagnec	Allemagned	Norvègee	Groenlandf	Îles Féroég	Japonh	É.-U.i
TFA	-	-	-	-	-	-	-	74
PFPrA	-	-	-	-	-	-	-	99
PFBA	-	-	-	-	-	4	-	84
PFHxA	-	0	-	0	0	0	38	83
PFHpA	-	5	-	-	0	18	32,8	79
APFO	91,5	100	100	100	99,8	100	99,9	99
PFNA	94	100	56	100	100	100	99,5	98
PFDA	-	26	1,9	100	99,9	100	99,1	93
PFUnDA	-	1	-	100	99,3	98	99,6	79
PFDoDA	-	0	0	98	0	0	88,4	42
PFTrDA	-	0	-	89	0	-	96,6	37
PFTeDA	-	-	-	10	0	-	13,1	36
PFBS	-	0	0	51	0	0	-	85
PFHxS	99	100	98	100	99,8	100	80,9	99
PFHpS	-	6	-	100	74,7	92	-	96
SPFO	99,7	100	100	100	100	100	100	99
PFDS	-	0	-	77	0	33	-	7,4
PFOSA	88,3	0	-	97	0	6	-	-
EtPFOSAA	-	0	-	-	-	24	-	-
MePFOSAA	-	2	-	-	-	78	-	-
diPAP 6:2	-	0	-	49	-	-	-	-
monoPAP 6:2	-	-	-	41	-	-	-	-
PFHxPA	-	-	-	62	-	-	-	-

^a Il est à noter que d’autres SPFA ont été mesurées dans les études indiquées dans ce tableau, mais les fréquences de détection étaient inférieures à 10 %. Ces SPFA sont les suivantes : PFPeA, PFPA C8, PFHxDA, PFODA, FOSAA, FTCA 5:3, FTCA 6:2, FTCA 7:3, FTCA 8:2, FTUCA 6:2, FTUCA 8:2, ADONA, GenX, 4:2 Cl-PFESA, diPAP 8:2, monoPAP 8:2, FTSA 4:2, FTSA 6:2, FTSA 8:2, 9Cl-PF3ONS, 11Cl-PF3OUdS, HFPO-DA, 7H-PFHpA, PFPiA 6:6, PFPiA 6:8, NVHOS, PMPA, PEPA, sous-produit 1 du Nafion, PFO2HxA et PFO3OA. Certains autres précurseurs de SPFA détectés dans les études réalisées près de sources industrielles ou de sites contaminés ne figurent pas dans ce tableau, car ils ne sont pas des substances représentatives auxquelles la population générale est exposée.
^b Fréquences de détection. Corée du Sud, 2006‑2007, 3 régions (sang entier, 8‑82 ans, n = 319) [Cho et coll. 2015].
^c Fréquences de détection. Allemagne, 2019, adultes (étudiants de l’Université de Münster) (plasma, 20‑29 ans, n = 20) [Göckener et coll. 2020].
^d % > SQ. Allemagne, 2016, Munich (Site C, zone témoin), adultes (plasma, 18‑67 ans, n = 158) [Fromme et coll. 2017].
^e % > SMD (seuil médian de détection). Norvège, 2013‑2014, adultes vivant à Oslo, en Norvège (sérum, 20-66 ans, n = 61) [Poothong et coll. 2017].
^f % > SD (seuil de détection). Danemark (Groenland), 2010‑2011, 2013, 2015, projet ACCEPT (Adapting to Climate Change, Environmental Pollution and Dietary Transition), cohorte de naissances, femmes inuites groenlandaises enceintes (sérum, 18 ans et plus, n = 504) [Hjermitslev et coll. 2020].
^g Fréquences de détection. Îles Féroé, 2012, enfants de l’étude de la cohorte de naissance 5 (sérum, 5 ans, n = 51) [Dassuncao et coll. 2018].
^h % > SMD. Japon, étude de la cohorte de naissance d’Hokkaido, paires mère-enfant (plasma des mères, 31 [moyenne], n = 2 206) [Bamai et coll. 2020].
ⁱ % > SMD. Indiana, É.-U., adultes (sérum, 25-88 ans, n = 81) [Zheng et coll. 2023].

Tableau B-2. Aperçu des SPFA surveillées dans le cadre de l’ECMS

Cycle	Années de collecte de données	Âge	Biomarqueurs dans le plasma
Cycle 1a	2007 à 2009	20 à 79 ans	APFC : APFO APFS : PFHxS, SPFO
Cycle 2a	2009 à 2011	12 à 79 ans	APFC : PFBA, PFHxA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA APFS : PFBS, PFHxS, SPFO
Cycle 5b	2016 à 2017	3 à 79 ans	APFC : PFBA, PFHxA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA APFS : PFBS, PFHxS, SPFO
Cycle 6b	2018 à 2019	3 à 79 ans	APFC : PFBA, PFHxA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA APFS : PFBS, PFHxS, SPFO

^a Incluait des personnes vivant dans les 10 provinces et 3 territoires.
^b Incluait des personnes vivant dans les 10 provinces.

Tableau B-3. Concentrations de SPFA dans le plasma (moyennes géométriques et valeurs au 95e centile) et fréquences de détection aux cycles 1, 2, 5 et 6 de l’ECMS

Substance/ population	Cycle de l’ECMSa	Année	SD (µg/L)	Fréquences de détection pondérées selon la population	MG (µg/L) (IC à 95 %)b	95e centile (IC à 95 %)	n
APFO 3 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,066	100	1,2 (1,1 à 1,3)	2,9 (2,6 à 3,3)	2 513
APFO 3 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,066	100	1,3 (1,2 à 1,4)	3,1 (2,6 à 3,6)	2 593
APFO 20 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,066	100	1,2 (1,1 à 1,3)	2,9 (2,6 à 3,3)	1 019
APFO 20 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,066	100	1,3 (1,2 à 1,5)	3,2 (2,5 à 3,8)	1 055
APFO 20 à 79 ans	Cycle 2	2009 à 2011	0,1	100	2,3 (2,1 à 2,5)	5,3 (3,9 à 6,7)	1 017
APFO 20 à 79 ans	Cycle 1	2007 à 2009	0,3	99 (97,7 à 99,6)	2,5 (2,4 à 2,7)	5,5 (5,1 à 5,8)	2 880
SPFO 3 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,43	99,3 (98,6 à 99,7)	2,5 (2,3 à 2,8)	8,3 (7,2 à 9,4)	2 514
SPFO 3 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,43	99,9 (99,8 à 99,9)	3,0 (2,7 à 3,4)	11 (7,1 à 15)	2 594
SPFO 20 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,43	99,3 (98,3 à 99,7)	2,9 (2,7 à 3,1)	8,6 (6,9 à 10)	1 020
SPFO 20 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,43	99,9 (99,8 à 100)	3,4 (3,0 à 3,9)	13 (8,0 à 17)	1 057
SPFO 20 à 79 ans	Cycle 2	2009 à 2011	0,3	99,8 (99,1 à 99,9)	6,9 (6,2 à 7,6)	19 (13 à 25)	1 017
SPFO 20 à 79 ans	Cycle 1	2007 à 2009	0,3	99,9 (99,9 à 100)	8,9 (8,0 à 9,8)	27 (22 à 32)	2 880
PFHxS 3 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,063	99,6 (99,1 à 99,9)	0,76 (0,69 à 0,85)	4,0 (2,9 à 5,2)	2 514
PFHxS 3 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,063	99,7 (98,9 à 99,9)	0,90 (0,78 à 1,0)	5,3d (1,8 à 8,7)	2 595
PFHxS 20 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,063	99,6 (98,9 à 99,9)	0,83 (0,75 à 0,93)	4,1 (3,2 à 5,1)	1 020
PFHxS 20 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,063	99,6 (98,6 à 99,9)	0,98 (0,85 à 1,1)	5,8d (0,39 à 11)	1 057
PFHxS 20 à 79 ans	Cycle 2	2009 à 2011	0,2	98,4 (96,4 à 99,3)	1,7 (1,6 à 2,0)	8,9d (4,6 à 13)	1 015
PFHxS 20 à 79 ans	Cycle 1	2007 à 2009	0,3	97,8 (96,2 à 98,8)	2,3 (2,0 à 2,6)	12 (9,2 à 15)	2 880
PFNA 3 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,13	98,5 (97,3 à 99,1)	0,44 (0,41 à 0,47)	1,2 (1,1 à 1,3)	2 396
PFNA 3 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,13	98,8 (97,1 à 99,5)	0,51 (0,45 à 0,57)	1,5 (1,2 à 1,8)	2 442
PFNA 12 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,13	98,4 (97,1 à 99,1)	0,44 (0,41 à 0,47)	1,2 (1,1 à 1,3)	1 457
PFNA 12 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,13	98,8 (96,9 à 99,6)	0,51 (0,45 à 0,58)	1,5 (1,2 à 1,8)	1 497
PFNA 12 à 79 ans	Cycle 2	2009 à 2011	0,2	99,4 (98,6 à 99,8)	0,82 (0,75 à 0,90)	1,9d (1,1 à 2,7)	1 524
PFDA 3 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,092	67,6 (61,4 à 73,2)	0,12 (0,11 à 0,14)	0,51 (0,44 à 0,57)	2 354
PFDA 3 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,092	91,4 (86,0 à 94,8)	0,18 (0,16 à 0,20)	0,64 (0,47 à 0,81)	2 360
PFDA 12 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,092	69,0 (63,1 à 74,4)	0,12 (0,11 à 0,14)	0,51 (0,45 à 0,58)	1 427
PFDA 12 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,092	91,4 (85,9 à 94,9)	0,18 (0,16 à 0,21)	0,65 (0,45 à 0,84)	1 450
PFDA 12 à 79 ans	Cycle 2	2009 à 2011	0,1	79,3 (72,6 à 84,7)	0,20 (0,17 à 0,22)	0,66 (0,45 à 0,87)	1 524
PFUnDA 3 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,12	36,3 (29,2 à 44,0)	-	0,43 (0,34 à 0,53)	2 508
PFUnDA 3 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,12	35,8 (26,9 à 45,8)	-	0,46 (0,30 à 0,63)	2 583
PFUnDA 12 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,12	39,0 (31,3 à 47,2)	-	0,47 (0,35 à 0,60)	1 527
PFUnDA 12 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,12	38,5 (29,1 à 48,9)	-	0,50 (0,34 à 0,67)	1 576
PFUnDA 12 à 79 ans	Cycle 2	2009 à 2011	0,09	59,3 (47,5 à 70,0)	0,12 (0,098 à 0,14)	0,56d (0,30 à 0,82)	1 522
PFBA 3 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,075	5,4c (3,3 à 8,6)	-	0,078 (< SD à 0,091)	2 509
PFBA 3 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,075	4,2c (2,3 à 7,7)	-	< SD	2 590
PFBA 12 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,075	5,4c (3,3 à 8,8)	-	< SD	1 525
PFBA 12 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,075	3,8c (1,8 à 7,8)	-	< SD	1 583
PFBA 12 à 79 ans	Cycle 2	2009 à 2011	0,5	0,40c (0,10 à 1,6)	-	< SD	1 524
PFHxA 3 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,084	1,0c (0,30 à 2,9)	-	< SD	2 512
PFHxA 3 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,084	9,2c (5,0 à 16,2)	-	0,13d (< SD à 0,18)	2 593
PFHxA 12 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,084	1,0c (0,30 à 3,0)	-	< SD	1 526
PFHxA 12 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,084	9,2c (4,9 à 16,4)	-	0,13d (< SD à 0,18)	1 583
PFHxA 12 à 79 ans	Cycle 2	2009 à 2011	0,1	1,6c (0,50 à 4,9)	-	< SD	1 524
PFBS 3 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,066	0,30c (0,10 à 0,80)	-	< SD	2 514
PFBS 3 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,066	0,1c (0,10 à 0,30)	-	< SD	2 584
PFBS 12 à 79 ans	Cycle 6	2018 à 2019	0,066	0,20c (0,10 à 0,70)	-	< SD	1 528
PFBS 12 à 79 ans	Cycle 5	2016 à 2017	0,066	0,10c (0 à 0,30)	-	< SD	1 577
PFBS 12 à 79 ans	Cycle 2	2009 à 2011	0,4	0	-	< SD	1 524

FD = fréquence de détection; MG = moyenne géométrique; n = nombre d’échantillons ou de participants; SD = seuil de détection.
^a Aux fins de comparaison de la population totale entre les cycles 1, 2, 5 et 6 pour l’APFO, le SPFO et le PFHxS, on a aussi calculé des estimations à l’aide des données obtenues chez les participants de 20 à 79 ans, car les participants de moins de 20 ans ne faisaient pas partie du cycle 1 et les participants de moins de 12 ans ne faisaient pas partie du cycle 2. Pour la comparaison de la population totale entre les cycles 2, 5 et 6 pour le PFNA, le PFDA, le PFUnDA, le PFBA, le PFHxA et le PFBS, on a aussi calculé des estimations à l’aide des données pour les participants de 12 à 79 ans, car les participants de moins de 12 ans ne faisaient pas partie du cycle 2.
^b Si la valeur de plus de 40 % des échantillons était inférieure au SD, la distribution en centiles a été présentée, mais les moyennes n’ont pas été calculées.
^c Les valeurs doivent être utilisées avec prudence en raison de leur grande variabilité.

Tableau B-4. Concentrations de SPFA dans le plasma et le sérum : femmes participant à l’ECMS, femmes enceintes du Nunavik et femmes enceintes de l’étude MIREC

Substance	Source	Année	Âge (ans)	SD (µg/L)	FD ou % > SD*	MG (µg/L)	n
PFHxS	Femmes : ECMS, cycle 5 (plasma)a	2016 à 2017	18 à 40	0,063	99	0,44	243
PFHxS	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2016 à 2017	16 à 40	0,04	100	0,27	97
PFHxS	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2012	16 à 40	0,2	91,6	0,35	111
PFHxS	Femmes enceintes : MIREC (plasma)b	2008 à 2011	18 à 48	0,3	95	1,03	1 940
SPFO	Femmes : ECMS, cycle 5 (plasma)a	2016 à 2017	18 à 40	0,43	100	1,80	243
SPFO	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2016 à 2017	16 à 40	0,2	100	3,3	97
SPFO	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2012	16 à 40	0,3	100	3,8	111
SPFO	Femmes enceintes : MIREC (plasma)b	2008 à 2011	18 à 48	0,3	100	4,56	1 940
APFO	Femmes : ECMS, cycle 5 (plasma)a	2016 à 2017	18 à 40	0,066	100	0,84	243
APFO	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2016 à 2017	16 à 40	0,03	100	0,54	97
APFO	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2012	16 à 40	0,07	100	0,67	111
APFO	Femmes enceintes : MIREC (plasma)b	2008 à 2011	18 à 48	0,1	100	1,65	1 940
PFNA	Femmes : ECMS, cycle 5 (plasma)a	2016 à 2017	18 à 40	0,13	98	0,38	220
PFNA	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2016 à 2017	16 à 40	0,07	100	2,3	97
PFNA	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2012	16 à 40	0,24	100	2,0	111
PFDA	Femmes : ECMS, cycle 5 (plasma)a	2016 à 2017	18 à 40	0,092	N.C.	0,16	222
PFDA	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2016 à 2017	16 à 40	0,07	100	0,51	97
PFDA	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2012	16 à 40	0,1	98,1	0,45	111
PFUnDA	Femmes : ECMS, cycle 5 (plasma)a	2016 à 2017	18 à 40	0,12	N.C.	N.C.	241
PFUnDA	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2016 à 2017	16 à 40	0,05	100	0,54	97
PFUnDA	Femmes enceintes : Nunavik (sérum)a	2012	16 à 40	0,1	91,8	0,44	111

FD = fréquence de détection; MG = moyenne géométrique; n = nombre d’échantillons/participantes; N.C. = valeur non communiquée; SD = seuil de détection.
^* Les valeurs % > SD ont été présentées pour l’étude réalisée chez les femmes du Nunavik dans Caron-Beaudoin et coll. (2020), et pour l’étude MIREC dans Fisher et coll. (2016). Les FD ont été présentées pour le cycle 5 de l’ECMS (SC 2023b; communication personnelle, courriel de la Division des études sur la population de Santé Canada au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes de Santé Canada, mai 2022; sans référence). Il n’est pas possible de comparer directement ces valeurs, car les FD sont pondérées pour être représentatives de la FD à l’échelle de la population.
^a Caron-Beaudoin et coll. 2020.
^b Fisher et coll. 2016

Tableau B-5. Concentrations de PFNA chez les adultes et enfants évalués dans l’ECMS, les peuples autochtones dans les réserves, les enfants et les jeunes de communautés anichinabées, les femmes enceintes du Nunavik et les adultes des communautés dénées (région du Dehcho) dans les Territoires du Nord-Ouest et une communauté gwich’in du Yukon

Groupe	Groupe précis	Année	Âge (ans)	SD (µg/L)	FD ou % > SDa	MG (µg/L)	n
Adultes	ECMS, cycle 2 (plasma) (SC 2023b)	2009 à 2011	12 à 79	0,2	99,4	0,82	1 524
Adultes	Autochtones dans les réserves (plasma) (APN 2013)	2011	20 et plus	0,2	96,2	0,72	473
Jeunes	ECMS, cycle 5 (plasma) (SC 2023b)	2016 à 2017	12 à 19	0,13	99,4	0,41	494
Jeunes	ECMS, cycle 2 (plasma) (SC 2023b)	2009 à 2011	12 à 19	0,2	99,1	0,71	507
Jeunes	Anichinabés (sérum) (Caron‑Beaudoin et coll. 2019)	2015	12 à 19	0,07	100	3,01	38
Enfants	ECMS, cycle 5 (plasma) (SC 2023b)	2016 à 2017	6‑11	0,13	98,7	0,45	492
Enfants	Anichinabés (sérum) (Caron‑Beaudoin et coll. 2019)	2015	6‑11	0,07	100	9,44	45
Enfants	ECMS, cycle 2 (plasma) (SC 2023b)	2016 à 2017	3 à 5	0,13	99,3	0,45	453
Enfants	Anichinabés (sérum) (Caron‑Beaudoin et coll. 2019)	2015	3 à 5	0,07	100	3,8	23
Femmes	ECMS, cycle 5 (plasma) (Caron-Beaudoin et coll. 2020)	2016 à 2017	18 à 40	0,13	N.C.	0,38	243
Femmes enceintes	Nunavik (sérum) (Caron-Beaudoin et coll. 2020)	2016 à 2017	16 à 40	0,07	100	2,3	97
Femmes enceintes	Nunavik (sérum) (Caron-Beaudoin et coll. 2020)	2012	16 à 40	N.C.	100	2,0	111
Adultes	ECMS, cycle 5 (plasma) (SC 2023b)	2016 à 2017	12 à 79	0,13	98,8	0,51	1 497
Adultes	Communautés dénées de la région du Dehcho (T.-N.-O.) (plasma) (Garcia-Barrios et coll. 2021)	2017	20 à 79	0,01	100	1,42	109
Adultes	Communauté gwich’in, Yukon (sérum) (Garcia-Barrios et coll. 2021)	2019	20 à 79	0,01	100	0,94	54
Adultes	Nunavik (Québec) (plasma) (Aker et coll. 2021)	2017	18 et plus	0,10	100	3,7	500

FD = fréquence de détection; MG = moyenne géométrique; n = nombre d’échantillons ou de participants; N.C. = valeur non communiquée; SD = seuil de détection.
^a Les valeurs de % > SD ont été présentées dans les études de l’APN (2013), de Caron-Beaudoin et coll. (2019) et de Caron-Beaudoin et coll. (2020). Les FD ont été présentées pour les cycles 1, 2 et 5 de l’ECMS et l’étude de Garcia-Barrios et coll. (2021). Il n’est pas possible de comparer directement ces valeurs, car les FD ont été pondérées pour qu’elles soient représentatives de la FD à l’échelle de la population.

13. Annexe C : Interprétation des données de biosurveillance : tableaux

La présente annexe contient les tableaux de données des figures 8 à 10 présentées à la section « Interprétation des données de BSH ».

Tableau C-1. Moyenne géométrique, 25e, 75e et 95e centiles des sommes des concentrations (en µg/L) de 4 SPFA mesurées dans le sérum et le plasma de la population générale du Canada d’après l’ECMS (3 à 79 ans), de femmes en âge de procréer d’après l’ECMS, de femmes enceintes et d’adultes du Nunavik et d’adultes des communautés dénées de la région du Dehcho et d’une communauté gwich’in

Étude	n	MGa	25e C	75e C	95e C
ECMS : femmes, 18 à 40 ans (2018 à 2019)b	204	3,5	2,4	4,7	8,9c
ECMS : tous les âges (3 à 79 ans) (2018 à 2019)	2 396	5,4	3,4	8,3	16
Nunavik : femmes enceintes (2016 à 2017)d	97	6,8	4,4	9,7	20,6
Nunavik : adultes (2017)e	500	11	6,5	17,1	37,3
Dehcho (T.-N.-O.) : adultes (2017)f	125	5,06	2,95	8,03	25,56
Old Crow (Yukon) : adultes (2019)f	54	3,64	2,28	5,76	9,02

n : nombre d’échantillons ou de participants; MG : moyenne géométrique; 25e C : 25e centile; 75e C : 75e centile; 95e C : 95e centile.
^a Estimation d’après la somme des concentrations d’APFO, de SPFO, de PFHxS et de PFNA calculées pour chaque participant de l’étude (les calculs ne sont pas montrés).
^b ECMS, cycle 6 (2018 à 2019), plasma, femmes, 18 à 40 ans (la somme des concentrations de SPFA a été estimée d’après les données individuelles de l’ECMS [communication personnelle, courriel de la Division des études sur la population de Santé Canada au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes de Santé Canada, mai 2022; sans référence]).
^c Les valeurs doivent être utilisées avec prudence en raison de leur grande variabilité.
^d Femmes enceintes, sérum, 16 à 40 ans (Caron-Beaudoin et coll. 2020).
^e Adultes, sérum (18‑80 ans) (Aker et coll. 2021).
^f Adultes (20 à 79 ans) (Garcia-Barrios et coll. 2021).

Tableau C-2. Moyenne géométrique, 25e, 75e et 95e centile des concentrations d’APFO et de SPFO mesurées dans le sérum et le plasma (µg/L) de toute la population ayant participé à l’ECMS (3 à 79 ans), de femmes enceintes du Nunavik (Caron-Beaudoin et coll. 2020), de peuples autochtones vivant dans les réserves de l’ensemble du Canada (APN 2013), de communautés dénées de la région du Dehcho (Territoires du Nord-Ouest) et d’une communauté gwich’in du Yukon (Garcia-Barrios et coll. 2021) et d’adultes inuits du Nunavik (Québec) (Aker et coll. 2021)

Étude	n APFO	25e C APFO	MG APFO	75e C APFO	95e C APFO	n SPFO	25e C SPFO	MG SPFO	75e C SPFO	95e C SPFO
ECMS 2018 à 2019a	2 513	0,85	1,2	1,7	2,9	2 514	1,5	2,5	4,1	8,3
Nunavik 2016 à 2017 (Qué., femmes enceintes)b	97	0,41	0,53	0,74	1,1	97	2	3,3	5,5	12,3
FNBI 2011 (adultes, 20 ans et plus)c	473	0,89	1,4	2,2	4,1	473	1,6	3,1	6,4	16
Communautés dénées de la région du Dehcho, 2017 (T.N.-O., 20 à 79 ans)d	109	0,58	0,88	1,2	3,1	109	1	2	3,4	8,6
Communauté gwich’in du Yukon, 2019 (20 à 79 ans)e	54	0,65	0,89	1,3	1,9	54	0,6	1,1	1,9	4,1
Nunavik 2017 (18 ans et plus)f	500	0,7	1,0	1,5	2,4	500	2,8	5,1	8,9	20,5

n : nombre d’échantillons ou de participants; 25e C : 25e centile; MG : moyenne géométrique; 75e C : 75e centile; 95e C : 95e centile.
^a ECMS, cycle 6, 2018 à 2019, plasma, population totale, 3 à 79 ans, n = 2 513 pour l’APFO et n = 2 514 pour le SPFO (SC 2023b); pour les estimations du 25e et 75e centile de l’APFO et du SPFO : communication personnelle, courriel de la Division des études sur la population de Santé Canada au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes de Santé Canada, mai 2022, sans référence.
^b Femmes enceintes, Nunavik, sérum, 16 à 40 ans, n = 97 (Caron-Beaudoin et coll. 2020).
^c Adultes, population autochtone dans les réserves et sur les terres de la Couronne, plasma, 20 ans et plus, n = 473 (APN 2013).
^d Adultes, communautés dénées de la région du Dehcho (Territoires du Nord-Ouest), plasma, 20 à 79 ans, n = 109 (Garcia‑Barrios et coll. 2021).
^e Adultes, communauté gwich’in, Yukon, sérum, 20 à 79 ans, n = 54 (Garcia-Barrios et coll. 2021).
^f Adultes, Inuits de 14 villages du Nunavik (côtes de la baie d’Hudson et de la baie d’Ungava) au Québec, plasma, 18 ans et plus, n = 500.

14. Annexe D : Données de biosurveillance chez les pompiers : tableaux

Tableau D-1. Concentrations sériques (µg/L) des SPFA couramment mesurées (moyennes géométriques avec intervalle de confiance, si publiées) chez les pompiers et comparaison avec la population^a, comprenant la MG et la limite supérieure de l’IC de la MG

Étude	PFHxA	PFHpA	APFO	PFNA	PFDA	PFUnDA	PFBS	PFHxS	PFHpS	SPFO
1) Barton et coll., 2020 sexe NC; âge > 18	N.C.	N.C.	3,1 (2,2 à 4,3)	0,47 (0,38 à 0,58)	N.S.	N.C.	N.C.	16 (9,9 à 25,8)	0,25 (0,17 à 0,38)	14 (10,4 à 19)
Population de référence : NHANES 2017 à 2018; hommes, 20 à 60 ans	-	-	1,6 (1,7)	0,41 (0,47)	-	-	-	1 (1,1)	0,25 (0,2 à 0,33)	5,5 (5,8)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,3	1,0	-	-	-	9,0	0,5	1,8
2) Burgess et coll., 2022 Station A; hommes, âge moyen de 42 ans	N.S.	N.S.	1,77	0,42	0,25	0,11	N.S.	3,24	N.S.	4,30
Population de référence : NHANES 2017 à 2018; hommes, 20 à 60 ans	-	-	1,6 (1,7)	0,41 (0,47)	0,18 (0,2)	0,11 (0,12)	-	1,5 (1,7)	-	5,2 (5,8)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,0	1,0	1,3	0,9	-	1,9	-	0,7
3) Burgess et coll., 2022 Station B; hommes, âge moyen de 43 ans	N.S.	N.S.	1,92	0,57	0,22	0,14	N.S.	1,90	N.S.	5,41
Population de référence : NHANES 2017 à 2018; hommes, 20 à 60 ans	-	-	1,6 (1,7)	0,41 (0,47)	0,18 (0,2)	0,11 (0,12)	-	1,5 (1,7)	-	5,2 (5,8)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,1	1,2	1,1	1,2	-	1,1	-	0,9
4) Burgess et coll., 2022 Station C; hommes, âge moyen de 42 ans	N.S.	N.S.	2,04	0,60	0,18	0,11	N.S.	3,78	N.S.	6,62
Population de référence : NHANES 2017 à 2018; hommes, 20 à 60 ans	-	-	1,6 (1,7)	0,41 (0,47)	0,18 (0,2)	0,11 (0,12)	-	1,5 (1,7)	-	5,2 (5,8)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,2	1,3	0,9	0,9	-	2,2	-	1,1
5) Burgess et coll., 2022 Station D; hommes, âge moyen de 43 ans	N.S.	N.S.	1,82	0,64	0,19	0,14	N.S.	1,77	N.S.	3,69
Population de référence : NHANES 2017 à 2018; hommes, 20 à 60 ans	-	-	1,6 (1,7)	0,41 (0,47)	0,18 (0,2)	0,11 (0,12)	-	1,5 (1,7)	-	5,2 (5,8)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,1	1,4	0,95	1,2	-	1,0	-	0,6
6) Burgess et coll., 2022 Station A; femmes, âge moyen de 42 ans	N.S.	N.S.	1,35	0,32	0,21	0,12	N.S.	1,42	N.S.	2,36
Population de référence : NHANES 2017 à 2018; femmes, 20 à 60 ans	-	-	1,1 (1,2)	0,33 (0,4)	0,19 (0,21)	0,11 (0,13)	-	0,68 (0,75)	-	2,9 (3,3)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,1	0,8	1,0	0,9	-	1,9	-	0,7
7) Dobraca et coll., 2015 99 % d’hommes, 2 % de femmes; âge moyen de 42,8 ans	N.S.	0,13 (0,11 à 0,15)	3,75 (3,37 à 4,17)	1,15 (1,06 à 1,25)	0,9 (0,78 à 1,03)	0,24 (0,21 à 0,27)	N.C.	2,26 (2 à 2,54)	N.S.	12,5 (11,3 à 13,8)
Population de référence : NHANES 2011 à 2012; hommes, 20 à 60 ans	-	-	2,4 (2,6)	1,4 (1,6)	0,21 (0,23)	0,12 (0,14)	-	1,7 (1,9)	-	8 (8,9)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,3	0,7	3,4	1,5	-	1,1	-	1,3
8) Goodrich et coll., 2021 89 % d’hommes; âge moyen de 39 ans; 2016 à 2019	N.S.	N.S.	1,79 (1,68 à 1,89)	0,44 (0,41 à 0,48)	0,23 (0,22 à 0,25)	0,12 (0,11 à 0,13)	N.S.	2,5 (2,29 à 2,74)	N.S.	4,02 (3,74 à 4,32)
Population de référence : NHANES 2017 à 2018; hommes, 20 à 60 ans	-	-	1,6 (1,7)	0,41 (0,47)	0,18 (0,2)	0,11 (0,12)	-	1,5 (1,7)	-	5,2 (5,8)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,0	0,9	1,2	1	-	1,4	-	0,7
9) Graber et coll., 2021 hommes; âge moyen de 47 ans	N.S.	N.S.	2,07 (1,89 à 2,26)	0,97 (0,89 à 1,05)	0,31 (0,29 à 0,33)	0,11 (0,1 à 0,12)	N.S.	1,83 (1,61 à 2,09)	N.S.	4,25 (3,76 à 4,8)
Population de référence : NHANES 2017 à 2018; hommes, 20 à 60 ans	-	-	1,6 (1,7)	0,41 (0,47)	0,18 (0,2)	0,11 (0,12)	-	1,5 (1,7)	-	5,2 (5,8)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,1	1,9	1,5	0,9	-	0,94	-	0,6
10) Jin et coll., 2011 hommes; âge moyen de 40 ans	N.C.	N.C.	37,7	1,56	N.C.	N.C.	N.S.	4,77	N.S.	24,37
Population de référence : NHANES 2005 à 2006; hommes, 20 à 60 ans	-	-	4,8 (5,3)	1,2 (1,5)	N.C.	N.C.	-	2,1 (2,5)	-	20 (22)
Rapport entre la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	7,1	1	N.C.	N.C.	-	1,9	-	1,1
11) Khalil et coll., 2020 hommes; âge moyen de 51 ans	N.S.	N.C.	3,33 (2,89 à 3,84)	0,93 (0,81 à 1,06)	0,25 (0,22 à 0,29)	0,12 (0,1 à 0,14)	N.C.	3,07 (2,66 à 3,55)	N.S.	13,36 (11,64 à 15,34)
Population de référence : NHANES 2009 à 2010; hommes, 30 à 55 ans	-	-	3,5 (4,0)	1,4 (1,6)	0,3 (0,33)	0,17 (0,2)	-	2,1 (2,4)	-	12 (14)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	0,8	0,6	0,8	0,6	-	1,1	-	0,8
12) Laitinen et coll., 2014 hommes; âge moyen de 44,4 ans	N.C.	N.C.	2,94	1,22	N.C.	N.C.	N.S.	2,19	N.C.	11,1
Population de référence : ECMS 2009 à 2011; hommes, 20 à 60 ans	-	-	2,6 (2,9)	0,81 (0,91)	N.C.	N.C.	-	2,3 (2,8)	-	7,9 (9)
Rapport entre la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,0	1,3	N.C.	N.C.	-	0,8	-	1,2
13) Leary et coll., 2020 hommes; âge moyen de 41 ans	N.S.	N.S.	2,17b	0,45b	N.S.	N.S.	N.S.	6,45b	N.S.	10,69b
Population de référence : NHANES 2017 à 2018; hommes, 20 à 60 ans	-	-	1,8 (2)	0,51 (0,56)	-	-	-	2 (2,4)	-	6,2 (6,9)
Rapport entre la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,1	0,8	-	-	-	2,7	-	1,5
14) Nilsson et coll., 2022a 98 % d’hommes; âge moyen de 52 ans; médianes	N.S.	< 0,07	1,5	0,32	0,16	< 0,08	< 0,05	6,5	0,85	14
Population de référence : NHANES 2017 à 2018; hommes, 20 à 60 ans	-	-	1,6 (1,7)	0,41 (0,47)	0,18 (0,2)	0,11 (0,12)	-	1,5 (1,7)	-	5,2 (5,8)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	0,9	0,7	0,8	-	-	3,8	-	2,4
15) Rotander et coll., 2015 97 % d’hommes, 3 % de femmes; âge moyen de 50 ans	N.C.	0,07	4,2	0,69	0,27	0,14	N.C.	25	N.S.	66
Population de référence : ECMS 2016 à 2017; hommes, 20 à 60 ans	-	-	1,5 (1,8)	0,53 (0,63)	0,19 (0,24)	N.C.	-	1,5 (1,9)	-	4,2 (5,1)
Rapport entre la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	2,3	1,1	1,1	N.C.	-	13,2	-	12,9
16) Shaw et coll., 2013 hommes; âge moyen de 41,3 ans	N.S.	0,3	6	2	1	0,2	N.C.	1	N.S.	9
Population de référence : NHANES 2009 à 2010; hommes, 30 à 55 ans	-	-	3,5 (4)	1,4 (1,6)	0,3 (0,33)	0,17 (0,2)	-	2,1 (2,4)	-	12 (14)
Rapport de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	1,5	1,3	3	1	-	0,4	-	0,6
17) Trowbridge et coll., 2020 femmes; âge moyen de 47,5 ans	N.C.	N.C.	1,13 (1,05 à 1,25)	0,77 (0,61 à 0,74)	0,27 (0,23 à 0,28)	0,23 (0,14 à 0,22)	0,13 (0,1 à 0,16)	4,55 (3,24 à 4,43)	N.S.	4,33 (3,68 à 4,59)
Population de référence : NHANES 2014 à 2015; femmes, 20 à 60 ans	-	-	1,2 (1,3)	0,47 (0,53)	0,13 (0,15)	N.C.	N.S.	0,71 (0,81)	-	3,1 (3,4)
Rapport entre la limite inf. de l’IC de la MG d’après l’étude chez les pompiers et la limite sup. de l’IC de la MG dans la population de référence	-	-	0,8	1,2	1,5	N.C.	-	4,0	-	1,1
Moyenne des rapports dans toutes les études	-	-	1,5	1,1	1,4	1,0	-	2,8	-	1,8