Rapport d'évaluation écologique préalable des polybromodiphényléthers : chapitre 2

Devenir, exposition et effets

Un résumé de propriétés physiques et chimiques choisies de Polybromodiphényléthers (PBDE) du commerce et de leurs constituants est présenté au tableau 2.

Étant donné leur faible pression de vapeur, leur très faible solubilité dans l'eau et leur coefficient de partage octanol/eau (log Koe) élevé (voir le tableau 2), on prévoit que les PBDE qui pénètrent dans l'environnement auront tendance à se lier à la fraction organique des matières particulaires, du sol et des sédiments. Ainsi, si des quantités égales de pentaBDE étaient rejetées dans l'air, l'eau et le sol, un modèle de fugacité de niveau III (EPI v. 3.10, Syracuse Research Corporation) montre que la plus grande partie de la substance se retrouverait dans le sol et les sédiments et très peu dans l'eau et l'air (voir le tableau 3). Selon le modèle, si tout le pentaBDE était rejeté dans l'eau, la quasi-totalité de la substance se lierait aux sédiments alors qu'une très petite quantité de cette dernière demeurerait dans la colonne d'eau ou aboutirait dans l'air ou le sol. Le modèle démontre également que si tout le pentaBDE était rejeté dans le sol, la quasi-totalité du rejet y demeurerait. Les caractéristiques de répartition des autres PBDE faisant l'objet de la présente évaluation devraient être très similaires.

Les PBDE moins bromés (tétra à hepta) sont légèrement plus solubles dans l'eau et sont davantage sujets à la volatilisation et au transport atmosphérique que les PBDE davantage bromés. Dans l'atmosphère, ces homologues auraient tendance à se fixer à des particules. Puisqu'on signale que les PBDE présentent des coefficients de partage octanol/eau (log Koe) et air/eau (log Kae) plus élevés et qu'ils tendent davantage à demeurer sous forme solide, ces substances seraient vraisemblablement transportées à l'état de particules. Les chercheurs ont observé que le transport des PBDE moins bromés peut être caractérisé par une progression « par bonds » correspondant à une série de cycles de dépôt et de volatilisation qui dépendent des fluctuations saisonnières et diurnes de la température (Gouin et Harner, 2003).

Wania et Dugani (2003) se sont servis d'un certain nombre de modèles (TaPL3-2.10, ELPOS-1.1.1, Chemrange-2 et Globo-POP-1.1) pour étudier les possibilités de transport à grande distance des PBDE en fonction de diverses propriétés physiques et chimiques (solubilité dans l'eau, pression de vapeur, logKoe, logKoa, logKae et demi vie estimative dans différents milieux). Tous les modèles ont donné des résultats comparables, le tétraBDE présentant le plus fort potentiel de transport atmosphérique et le décaBDE, le plus faible. Selon les estimations, la distance caractéristique de transport (DCT) du tétraBDE, du pentaBDE et du décaBDE était respectivement de 1113 à 2483 km, de 608 à 1349 km et de 480 à 735 km. Selon Gouin et Mackay (2002), la DCT représente la distance qu'une parcelle d'air a franchie au moment où 1/e (ou environ 63 %) de la substance été éliminée par décomposition ou sous forme de dépôts.

Dans une étude antérieure également réalisée au moyen de modèles, Dugani et Wania (2002) ont prévu que, parmi tous les congénères de PBDE, les substances contenant de quatre à six atomes de brome présenteraient un potentiel de transport à distance plus élevé que celui des congénères contenant un nombre supérieur ou inférieur d'atomes de brome. Ils ont observé que le transport des congénères contenant moins d'atomes de brome est limité par la décomposition des substances dans l'atmosphère, alors que le transport des congénères contenant plus d'atomes de brome est limité par la faible volatilité des substances. La décomposition dans atmosphérique est ralentie lorsque les températures sont faibles, de sorte que certains modèles peuvent sous estimer le potentiel de transport à distance des congénères plus légers (Dugani et Wania, 2002).

Comme on le précisera plus loin dans le rapport, dans l'Arctique, les concentrations de PBDE se sont accrues de manière exponentielle dans le biote au cours des vingt dernières années, et des concentrations de cette substance ont été mesurées dans l'atmosphère, ce qui nous permet de croire que les PBDE sont effectivement transportées sur de longues distance dans l'air.

Des PBDE ont été décelés dans tous les compartiments de l'environnement ainsi que dans les boues d'épuration (voir les tableaux tableaux 4 et tableau5) et certaines observations révèlent que leurs concentrations dans l'environnement augmentent en Amérique du Nord.

Au début du printemps 2000, Gouin et al. (2002) ont relevé des concentrations de PBDE totaux (21 congénères) variant de 10 à 1 300 pg/m³ dans des échantillons d'air prélevés en zone rurale dans le sud de l'Ontario. De plus, des concentrations de PBDE totaux (congénères non précisés) atteignant 28 pg/m³ ont été mesurées dans des échantillons d'air prélevés dans l'Arctique canadien en 1994 et 1995 (Alaee et al., 2000).

En 1999, Luckey et al. (2002) ont obtenu des concentrations de PBDE totaux (de mono- à heptaBDE) en phase soluble ou particulaire atteignant environ 6 pg/L dans les eaux de surface du lac Ontario. Plus de 60 % du total correspondaient au BDE47 (tétraBDE) et au BDE99 (pentaBDE), les BDE100 (pentaBDE) et BDE 153 et 154 (congénères heptaBDE) ne représentant chacun que de 5 à 8 % des concentrations totales. Dans les échantillons d'eau du lac Michigan qu'ils ont analysés en 1997, 1998 et 1999, Stapleton et Baker (2001) ont obtenu des concentrations de PBDE totaux (PBDE 47, 99, 100, 153, 154 et 183) variant de 31 à 158 pg/L.

En Amérique du Nord, des PBDE ont été décelés dans des échantillons de sédiments et de sol, et les échantillons de boues d'épuration présentaient de fortes concentrations de ces substances. Kolic et al. (2004) ont mesuré les concentrations de PBDE dans les sédiments des affluents du lac Ontario se déversant dans ce dernier. Les concentrations de PBDE totaux (tri-, tétra, penta-, hexa-, hepta- et décaBDE) mesurées dans les échantillons de sédiments prélevés dans quatorze sites d'échantillonnage des affluents (les résultats sont signalés pour six d'entre eux) variaient de 12 à 430 µg/kg en poids sec (ps) environ. Parmi les valeurs signalées pour les sédiments, les concentrations de tétra- à et al. (2003a) ont mesuré des concentrations de PBDE (total de 8 congénères - di- à pentaBDE) variant de 2,7 à 91 µg/kg de carbone organique (CO) dans 4 échantillons de sédiments de surface recueillis en 2001 en divers emplacements en bordure du fleuve Columbia, dans le sud-est de la Colombie Britannique. Les eaux usées domestiques provenant de champs d'épuration de fosses septiques constituaient les principales sources possibles de PBDE dans la région. Dodder et al. (2002) ont signalé des concentrations totales de tétra, penta et et al. (2003) font état de concentrations de BDE209 le long d'un transect nord-sud allant du sud de l'Ontario et du nord de l'État de New York à l'île Ellesmere. Les concentrations les plus élevées de BDE209 (jusqu'à 12 µg/kg ps) ont été relevées dans des sédiments prélevés dans la partie ouest du bassin du lac Ontario. Les sédiments de deux lacs arctiques situés dans le Nunavut présentaient aussi des concentrations mesurables de 0,075 et de 0,042 µg BDE209/kg ps. L'un de ces lacs était situé à proximité d'un aéroport de sorte que l'on ne peut exclure des rejets de PBDE de cette source. Le deuxième était cependant complètement isolé et n'était visité qu'à des fins d'échantillonnage. Les auteurs formulent l'hypothèse selon laquelle le BDE209 a sans doute été transporté dans l'Arctique canadien fixé à des particules, étant donné sa faible pression de vapeur et son log Koe élevé. Hale et al. (2002, 2003) ont signalé des concentrations de PBDE totaux (tétra et pentaBDE) de 76 µg/kg ps dans le sol à proximité d'une fabrique de mousse de polyuréthane aux États-Unis et de 13,6 µg/kg ps dans le sol sous le vent de cette installation.

Kolic et al. (2004) ont déterminé la teneur en PBDE de biosolides d'usines d'épuration des eaux usées du sud de l'Ontario (communication personnelle avec Reiner, 2004). Dans cinq des usines dont ils signalent les résultats obtenus, les concentrations de PBDE totaux (tri-, tétra-, penta-, hexa-, hepta- et décaBDE) variaient de 1700 à 3500 µg/kg ps environ. Parmi les résultats signalés relativement aux biosolides, les concentrations totales de tétra- à et al. (2001) ont analysé 11 échantillons de boues résiduaires avant leur épandage. Ces dernières provenaient d'une usine d'épuration des eaux usées de la région de Toronto et de 10 usines situées dans la partie continentale des États Unis. La concentration des PBDE totaux (total de 11 congénères - tétra- à décaBDE) dans les échantillons de boues de la région de Toronto s'élevait à 8280 µg/kg ps), celle des échantillons des États-Unis variait de 730 à 24 900 µg/kg (poids sec). Kolic et al. (2003) ont étudié les concentrations de PBDE dans des boues résiduaires de 12 sites du sud de l'Ontario et obtenu des concentrations de PBDE totaux (21 congénères -mono à décaBDE) se situant entre 1 414 et 5 545 µg/kg ps. Hale et al. (2002) ont déterminé une concentration de PBDE totaux (total des BDE 47, 99, 100 et 209) de 3 005 µg/kg ps dans des échantillons de boues prélevés en 2000 dans une usine d'épuration régionale déversant ses effluents dans la rivière Dan, en Virginie.

Alaee et al. (1999) ont signalé des concentrations moyennes de PBDE dans la graisse de mammifères marins de l'Arctique canadien de 25,8 µg/kg de lipides chez les phoques annelés femelles (Phoca hispida), de 50,0 µg/kg dans la graisse de phoques annelés mâles, de 81,2 µg/kg de lipides chez les bélugas femelles (Delphinapterus leucas) et de 160 µg/kg de lipides chez les bélugas mâles. Dans ces échantillons, ce sont les congénères du tétraBDE et du pentaBDE qui étaient les plus abondants. Ikonomou et al. (2000) ont signalé des concentrations de PBDE dans des échantillons de biote provenant de la côte ouest et des Territoires du Nord-Ouest du Canada. La concentration la plus élevée de résidus de PBDE totaux, de 2 269 µg/kg de lipides, a été relevée dans la graisse d'un marsouin commun de la région de Vancouver. Un congénère du tétraBDE, dont la concentration s'élevait à environ 1 200 µg/kg de lipides, représentait légèrement plus de la moitié des PBDE totaux de l'échantillon. Ikonomou et al. (2002a,b) ont analysé les tendances temporelles des concentrations chez des mammifères arctiques en déterminant les concentrations de PBDE dans la graisse de mâles de phoques annelés mâles de l'Arctique de 1981 à 2000. Les concentrations moyennes de PBDE totaux augmentaient de façon exponentielle pour passer d'environ 0,6 µg/kg de lipides, en 1981, à 6,0 µg/kg de lipides en 2000, ce qui représente une augmentation de huit fois. Ici aussi, le tétraBDE était le plus abondant et était suivi du pentaBDE. Une augmentation marquée des concentrations de PBDE dans les tissus était aussi apparente dans les échantillons de graisse prélevés de phoques communs de la baie de San Francisco de 1989 à 1998 (She et al., 2002). Les concentrations de PBDE totaux (tétra, penta et hexaBDE) augmentaient pour passer de 88 µg/kg de lipides en 1989 à un maximum de 8 325 µg/kg de lipides en 1998, soit une période de seulement 10 années. Stern et Ikonomou (2000) ont examiné les concentrations de PBDE dans la graisse de bélugas mâles du sud-est de la baie de Baffin au cours de la période allant de 1982 à 1997 et noté une augmentation appréciable des concentrations de PBDE totaux (de tri à et al., 2001).

ps = poids sec; CO = carbone organique

Ces études démontrent que les concentrations de PBDE dans le biote canadien sont à la hausse et que des augmentations extrêmement importantes des concentrations dans les tissus sont survenues au cours des deux dernières décennies. Les concentrations élevées dans le biote correspondent aux régions industrialisées, mais l'incidence accrue des PBDE dans le biote de l'Arctique indique que ces composés sont transportés sur de longues distances (Stern et Ikonomou, 2000). Bien que le tétraBDE soit le congénère le plus abondant dans les organismes de la faune, on a récemment observé une évolution du profil des congénères présents dans les tissus. Ikonomou et al. (2002a) ont noté qu'au cours de la période 1981-2000, le taux d'augmentation des concentrations de penta et d'hexaBDE était presque le double de celui du tétraBDE dans la graisse des phoques annelés de l'Arctique.

Selon des études récemment effectuées en Europe, les concentrations de PBDE dans certains biotes européens ont peut être atteint leur maximum. Des analyses de tendances temporelles fondées sur des oeufs de guillemot marmette (Uria aalge) de la mer Baltique (Sellström 1996; Sellström et al., présenté) et des grands brochets (Esox lucius) du lac Bolmen en Suède (Kierkegaard et al., 2004) indiquent un plafonnement et, peut-être, un déclin des concentrations des congénères de type penta à compter du début des années 1990. Toute réduction observée des concentrations de PBDE dans le biote européen pourrait s'expliquer par les réductions récentes de la production et de l'utilisation de PeBDE commercial partout en Europe. Ce point est traité de façon plus approfondie dans de Wit (2002) et Law et al. (2003).

L'analyse d'œufs entreposés de goélands argentés archivés (et prélevés en 1981, 1983, 1987, 1988, 1989, 1990, 1992, 1993, 1996, 1998, 1999 et 2000) a permis à Norstrom et al. (2002) de dégager des tendances chronologiques dans la concentration de PBDE entre 1981 et 2000. Aux stations des lacs Michigan, Huron et Ontario, la concentration totale des tétra- et des pentaBDE s'est accrue de 71 à 112 fois entre 1981 et 2000 (de 4,7 à 400,5 µg/kg à celle du lac Ontario, de 8,3 à 927,3 µg/kg à celle du lac Michigan et de 7,6 à 541,5 µg/kg à celle du lac Huron - en poids humide tous trois). On constate que ces hausses sont exponentielles à ces trois endroits. Au total, la concentration de tous les PBDE varie entre un minimum de 9,4 µg/kg (poids humide) au lac Ontario et un maximum de 1544 µg/kg (poids humide) au lac Michigan en 1998. Ces hausses sont en grande partie attribuables aux congénères tétra- et pentaBDE, mais on aura noté que la concentration des hexa- et des heptaBDE s'est également accrue au cours de cette période.

D'après des études récentes réalisées en Europe, le décaBDE contaminerait le biote. En Suède, on a décelé la présence de DBDE dans 18 oeufs de faucon pèlerin (Falco peregrinus) sur un total de 21, à des concentrations variant de 28 à 430 µg/kg en poids lipidique (pl) (Lindberg et al., 2004). De Boer et al. (2004) ont prélevé des échantillons afin de déterminer si, au Royaume-Uni et dans les Pays Bas, le foie, les tissus musculaires et les œufs des espèces d'oiseau des maillons supérieurs de la chaîne trophique étaient contaminés par le décaBDE. Au total, 124 échantillons provenant de 13 espèces différentes ont été analysés. En outre, 10 échantillons d'œufs de faucon pèlerin de l'étude effectuée en Suède par Lindberg et al. (2004) ont été analysés à nouveau. Des concentrations de décaBDE ont été relevées dans 10 des 28 échantillons de foie (plage de < 1,5 à 181 µg/kg pl), dans 14 des 28 échantillons de tissu musculaire (plage de < 4.2 à 563 µg/kg pl) et dans 25 des 68 échantillons d'œufs (plage de < 1.8 à 412 µg/kg pl). Dans les œufs de faucon pèlerin de Suède analysés à nouveau, les concentrations correspondaient à 30 % près les valeurs obtenues au départ par Lindberg et al. (2004). Les plus fortes concentrations de décaBDE ont été mesurées dans les échantillons de tissu musculaire du héron et du faucon pèlerin du Royaume-Uni et des œufs du faucon pèlerin de la Suède.

Tant les valeurs empiriques que les prévisions révèlent que tous les PBDE faisant l'objet de la présente évaluation écologique préalable sont fortement persistants et satisfont aux critères de persistance définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation adopté en vertu de la LCPE (voir le tableau 6). D'après le modèle AOPWIN (v. 1.90), les PBDE variant de hepta- à décaBDE ont une demi vie d'élimination (décomposition dans l'atmosphère) de plus de 2 jours (c. à d. de 7,14 à 317,53 jours). En outre, des tétra, penta, hexa, hepta et décaBDE ont été décelés dans l'environnement arctique en dépit de leur très faible pression de vapeur, ce qui indique qu'ils font l'objet d'un transport atmosphérique à grande distance. Il a été démontré que le BDE 47 et le DBDE ne sont pas sujets à une biodécomposition anaérobie statistiquement significative au cours d'une période de 32 semaines. Selon les résultats d'études de courte durée réalisées dans des conditions anaérobies à l'aide d'un inoculum de boues activées, le PeBDE, l'OBDE et le DBDE ne sont pas facilement biodégradables. Toutefois, comme le décrit Gerecke et al. (2005), lorsqu'on se sert d'un inoculum de boues dans certaines conditions anaérobies, le décaBDE est sujet à un certain degré de biodécomposition. Selon l'analyse des DBDE de tétra- à décaDBE au moyen du modèle BIOWIN (v. 4.0), ces substances résistent à la biodégradation. En se fondant sur les données empiriques connues et les prévisions ainsi que les similitudes de structure, il est justifié de conclure que tous les PBDE faisant l'objet de la présente évaluation satisfont aux critères de persistance au sens de la LCPE.

^a Une substance est persistante si un critère ou plus est atteint dans un milieu.
^b Si le facteur de bioaccumulation (FBA) d'une substance ne peut être déterminé à l'aide de méthodes généralement reconnues, on utilise le facteur de bioconcentration (FBC) de la substance. Si le FBA ou le FBC ne peuvent être déterminés à l'aide de méthodes reconnues, on utilise le log K_oe.

Bien que tous les PBDE de la présente évaluation soient jugés persistants, les données montrent que, dans certaines conditions de laboratoire, ces composés peuvent faire l'objet d'une certaine dégradation abiotique et biotique.

La photodécomposition du décaBDE dans les solvants organiques semble se faire principalement par débromation réductive, où les DBDE de nona- à triBDE et les dibenzofurannes polybromés (PBDF) pourraient constituer les produits de photodécomposition (par exemple, Norris et al., 1973, 1974; Watanabe et Tatsukawa, 1987; Eriksson et al., 2001; Palm et al., 2003; Herrmann et al., 2003; Hua et al., 2003; Peterman et al., 2003). Des chercheurs ont aussi signalé la formation d'autres produits de photodécomposition qui n'ont pas encore été identifiés. La pertinence de ces études où des PBDE sont dispersés dans des solvants organiques comme l'hexane et l'octanol pour recréer les conditions ambiantes du milieu demeure incertaine.

Des études ont aussi été faites au moyen de substrats davantage représentatifs de l'environnement. Söderström et al. (2004) a effectué des études portant sur la photodécomposition où des DBDE (bien que la composition exacte ne soit pas fournie, la substance contenait des octa- et nonaBDE à l'état de trace) ont été dissous dans du toluène, puis appliqués en une mince couche sur les substrats suivants : gel de silice, sable, sol ou sédiments. On a d'abord laissé le solvant à base de toluène s'évaporer à l'obscurité avant d'exposer les substrats à des rayons ultraviolets (UV) ou à la lumière naturelle. Avant cette exposition, on a ajouté une petite quantité d'eau aux sédiments afin de reproduire le plus fidèlement possible les conditions naturelles. Le DBDE appliqué sur le gel de silice s'est rapidement décomposé une fois exposé à la lumière artificielle et naturelle, sa demi vie estimative ayant été de moins de 15 minutes. Sur le sable, les demi vies du DBDE exposé aux rayons UV et à la lumière naturelle étaient respectivement de 12 heures et de 13 heures tandis que sur les sédiments, ces valeurs étaient respectivement de 40 à 60 heures et de 30 heures. Dans l'ensemble, c'est la décomposition du DBDE sur le sol exposé aux rayons UV qui s'est faite le plus lentement, la substance affichant alors une demi vie de 150 à 200 heures. D'après les résultats de leurs essais, les chercheurs ont conclu qu'initialement du moins, la photodécomposition du décaBDE semble être caractérisée par une débromation progressive. À mesure que le décaBDE disparaissait, des DE moins bromés (nona- à hexaBDE) se formaient, quoiqu'une fois que les concentrations d'hexaBDE aient atteint leur maximum, de petites quantités seulement de DE moins bromés (tétra- et pentaBDE) apparaissaient, ce qui se traduisait par un bilan massique discontinu. Ces observations laissaient entendre que des composés inconnus s'étaient également formés, mais qu'ils avaient été éliminés durant le lavage des échantillons. En plus des PBDE identifiés, le tétra- et le pentaBDF constituaient également des produits de transformation des DBDE retenus par adsorption dans le sable, les sédiments et le sol.

Jafvert et Hua (2001) ont mené des études portant sur la photodécomposition des DBDE adsorbés sur des substrats solides (sable et quartz) combinés à de l'eau et/ou à des acides humiques et exposés à un rayonnement artificiel ou aux rayons naturels du soleil. Ces études ont révélé qu'une certaine photodécomposition des DBDE se produisait en présence de lumière naturelle ou artificielle (au cours de périodes s'échelonnant sur 240 heures au plus, le pourcentage de décaBDE dissipés pouvait atteindre 71 %). Même si Jafvert et Hua (2001) n'ont pas déduit de leurs observations qu'il se formaient des DE moins bromés, dans son analyse de l'exposition du décaBDE combiné à des acides humiques et appliqué sur du sable, l'Union européenne (2002) a relevé des indications que des DE moins bromés (hexaBDE en particulier) s'étaient formés. Palm et al. (2003) ont exposé du décaBDE adsorbé sur du dioxyde de silicium dans une suspension aqueuse à une lumière artificielle. Ils ont aussi constaté qu'environ 50 % des concentrations initiales de décaBDE s'étaient dissipés au bout d'approximativement 360 min. Bien que dans leur article publié en 2004, Palm et al. ne fournissent aucun renseignements détaillés au sujet des produits de décomposition, ils confirment que, pendant une courte période, des PBDF à l'état de trace constituaient des produits intermédiaires.

Keum et Li (2005) se sont penchés sur la débromation des PBDE (y compris le décaBDE) en contact avec les agents réducteurs suivants : fer à valence zéro, sulfure de fer et sulfure de sodium. Au cours des essais avec le fer à valence zéro, le décaBDE s'est rapidement transformé en BDE moins fortement bromés. Environ 90 % du composé d'origine s'étaient transformés en BDE (mono- à hexaBDE) au bout de 40 jours. Au cours de la période de réaction initiale (pouvant durer jusqu'à 5 jours), le BDE 209 s'est transformé principalement en hexa- et heptaBDE, quoique des concentrations de tétra et de pentaBDE aient surtout été relevées au bout de 14 jours. Les résultats ont démontré que le décaBDE subit une débromation réductive en présence de fer à valence zéro. Les essais portant sur le sulfure de sodium ont aussi abouti à la transformation du décaBDE en DE moins bromés bien que dans ce cas, la transformation ait été plus lente que dans celui du fer à valence zéro. En association avec le sulfure de sodium, le profil des produits de transformation était similaire à celui obtenu en association avec le fer à valence zéro. Des essais ont aussi réalisés avec les BDE 28, 47, 66 et 100 en présence de fer à valence zéro. Ils ont aussi révélé que les composés avaient subi une débromation, mais que la vitesse de réaction diminuait parallèlement à la réduction du nombre d'atomes de brome. Même si les conditions retenues pour cette étude ne reflétaient pas directement les conditions habituelles régnant dans le milieu naturel, des réactions similaires se produisent peut être dans l'environnement (Royaume-Uni, 2005).

Gerecke et al. (2005) ont réalisé des essais afin de déterminer les taux de décomposition du décaBDE et du nonaBDE dans un milieu anaérobie maintenu dans l'obscurité à une température de 37 °C et inoculé de boues activées. Les concentrations de BDE 209 ont diminué de 30 % au bout de 238 jours pendant les essais où les chercheurs ont appliqué des activeurs (c'est-à-dire, acide 4-bromo benzoïque, 2,6 dibromodiphényl, tétrabromobisphénol A et hexabromocyclododecane), ce qui correspondait à une pseudo constante de vitesse d'élimination de premier ordre de 1 x 10-3 j-1. La décomposition était statistiquement significative compte tenu de la marge de confiance de 95 %. Dans l'échantillon contenant le décaBDE, celui ci s'est transformé en deux congénères du nonaBDE et en six congénères de l'octaBDE. La vitesse de décomposition du décaBDE sans activeurs correspondait à environ 50 % de la vitesse relevée dans les échantillons avec activeurs. Les résultats de l'étude ont démontré que la débromation du décaBDE s'effectuait la plus rapidement en raison de la perte d'atomes de brome en position para et méta. Comme on le signale au Royaume Uni (2005), les conditions comme telles ne sont pas représentatives des procédés de traitement des boues d'égout ou des processus types dans le milieu naturel. Cependant, on pourrait les observer dans les décharges contrôlées où le milieu est anaérobie et méthanogène et présentes des températures élevées. L'étude fournit des indications permettant de déterminer que, dans des conditions de biodécomposition anaérobie, le décaBDE pourrait, dans une certaine mesure, subir une lente décomposition.

On signale parfois que les congénères de PBDE présents dans l'environnement présentent un profil similaire que à celui des produits de PeBDE et d'OBDE du commerce, de sorte que certains chercheurs (par exemple, Song et al. 2004) en concluent que ces produits représenteraient les principales sources de PBDE dans l'environnement. Rayne et Ikonomou (2002) ont installé des dispositifs à membrane semi perméable (DMSP) dans le fleuve Fraser, en Colombie Britannique, et ont analysé les échantillons de 36 congénères de PBDE (mono- à hexa-). prélevés au moyen de ces dispositifs. Ils ont constaté que les profils des congénères dans les échantillons recueillis dans les DMSP différaient notablement de ceux des formulations commerciales de PeBDE et d'OBDE. Ils se sont ensuite servis de méthodes de modélisation et de calcul pour reconstituer les profils des congénères, lesquels ressemblaient davantage aux profils des produits du commerce. Compte tenu des résultats des analyses, les chercheurs ont avancé l'hypothèse selon laquelle, les PBDE présents dans cette région provenaient principalement de produits à base de PeBDE et d'OBDE.

Söderström et al. (2004) ont aussi conclu que les DE moins bromés (par exemple, BDE 47, 154 et 183) présents dans l'environnement provenaient sans doute principalement des émissions de formulations commerciales de PeBDE et d'OBDE plutôt que de la photodécomposition des DBDE. Ils précisent dans leurs études qu'une très faible quantité seulement des PBDE les plus couramment observés dans les échantillons recueillis dans l'environnement (BDE 47, 99 et 100) s'était formée durant leurs essais de photolyse. Il faut toutefois signaler que la plupart des études de surveillance réalisées à ce jour ne visaient que les PBDE pour lesquels il existe des étalons. Ces PBDE constituent aussi les principaux éléments entrant dans la composition des produits commerciaux. Par conséquent, on peut s'attendre à ce que les substances relevées dans les échantillons qui sont recueillis dans l'environnement proviennent surtout des PBDE entrant dans la composition des produits du commerce. Des étalons n'ont pas été mis au point pour tous les congénères, et il est donc possible que les études effectuées à ce jour n'aient pas permis d'identifier tous les congénères présents dans les échantillons prélevés dans l'environnement, dont les produits de photodécomposition du décaBDE.

Des études ont permis d'observer la transformation de PBDE fortement bromés (par exemple, de hepta- à décaBDE) en des congénères moins bromés (par exemple, de tétra- à hexaBDE) que l'on associe à des niveaux élevés de bioaccumulation. Une étude portant sur l'exposition par voie alimentaire a démontré que des congénères de l'heptaBDE et du pentaBDE subissaient une transformation biologique rapide dans l'intestin de la carpe (Cyprinus carpio) et que de 10 à 12 % au moins de ces composés subissaient une débromation en des congénères de l'hexaBDE et du tétraBDE, respectivement (Stapleton et al., 2004b, 2004c; Stapleton et Baker, 2003). Ces produits de transformation s'accumulent ensuite dans les tissus de la carpe. Il a aussi été démontré que les carpes pouvaient, dans une certaine mesure, transformer le décaBDE qu'elles ingéraient dans leur nourriture et produire divers congénères variant de penta- à octaBDE. Dans une étude décrite par Stapleton et al. (2004a) et Stapleton et Baker (2003), environ 4 % du décaBDE ingéré étaient biotransformés par les carpes en des congénères allant du penta- à l'octaBDE. Les chercheurs signalent que même si ce pourcentage peut sembler négligeable, les fortes concentrations de décaBDE relevées dans les sédiments des cours d'eau et les boues épandues sur le sol pourraient se traduire par une importante bioaccumulation chez les organismes qui y sont exposés (Stapleton et al., 2004a).

Bien que les essais en laboratoire révélant que le décaBDE se transforme en DE moins bromés ne sont pas effectués dans des conditions entièrement représentatives du milieu naturel ou des usines d'épuration des eaux d'égout, ils démontrent qu'il se produit bel et bien une certaine transformation.

À l'échelle mondiale, le DBDE est le PBDE technique le plus utilisé (voir le tableau 1). Les faits portent à croire que les PBDE fortement bromés, comme le décaBDE, sont des précurseurs de PBDE moins fortement bromés mais plus toxiques, bioaccumulables et persistants. La mesure dans laquelle ce phénomène accroît le risque général que posent les congénères du tétra à l'hexaBDE pour les organismes demeure inconnue, mais les faits justifient de s'en préoccuper.

Les mesures effectuées montrent que le tétra, le penta et l'hexaBDE sont fortement bioaccumulables, leur facteur de bioconcentration (FBC) étant supérieur à 5 000 pour les espèces aquatiques. Ces substances satisfont donc aux critères de la bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (voir le tableau 7). Un FBC de 27 400 L/kg environ a été signalé pour le PeBDE par la Union européenne (2001) qui s'est fondée sur un nouveau calcul des données d'une étude de la CITI (1982) et dans laquelle des carpes avaient été exposées pendant huit semaines à des concentrations de PeBDE variant entre 10 et 100 µg/L. Ce FBC pour le produit commercial découle du FBC élevé calculé pour le composant tétraBDE. Les FBC recalculés pour les divers composants étaient de 66 700 L/kg pour le tétraBDE, de 17 700 et de 1 440 L/kg pour des congénères distincts du pentaBDE (non précisés) et de 5 640 et 2 580 L/kg pour des congénères distincts de l'hexaBDE (non précisés). Un facteur de bioaccumulation (FBA) de 1,4 × 106 a été signalé pour le PeBDE chez des moules bleues (Mytilus edulis) exposées pendant 44 jours (Gustafsson et al., 1999). Les mêmes auteurs ont signalé des FBC de 1,3 × 106 pour le tétraBDE et de 2,2 × 105 pour l'hexaBDE chez ces organismes. Les taux élevés d'accumulation dans le biote sont confirmés par des valeurs élevées du log Koe pour les PBDE et des mentions de bioamplification du tétraBDE et du pentaBDE dans les chaînes alimentaires aquatiques (par exemple, Alaee et Wenning, 2002; de Wit, 2002).

Des études clés de la toxicité pour des organismes dans divers milieux environnementaux sont présentées dans le tableau 7.

Abréviations : ASTM = American Society for Testing and Materials; pc = poids corporel; SD = seuil de détection; OD = oxygène dissous; CE₅₀ = dose efficace médiane; EPA = Environmental Protection Agency des États-Unis; BPL = Bonnes pratiques de laboratoire; CL₅₀ = dose létale médiane; CMENO = concentration minimale avec effet nocif observé; CMEO; CSENO = concentration sans effet nocif observé; CSEO = concentration sans effet observé; CO = carbone organique; OCDE = Organisation de coopération et de développement économiques; OPPTS = Office of Prevention, Pesticides and Toxic Substances des États-Unis; COT = carbone organique total; MOT = matière organique totale; TSCA = Toxic Substances Control Act des États-Unis

^a.1 La concentration (ou la dose) la plus élevée utilisée au cours de l'étude n'a pas donné de résultats statistiquement significatifs. Comme la CSEO ou la CSENO pourrait être supérieure, la CSEO ou la CSENO sont décrites comme étant supérieures ou égales à la concentration (ou à la dose) la plus élevée ayant fait l'objet de l'essai.

Comme les essais sont souvent effectués à partir de mélanges commerciaux, les effets doivent fréquemment être évalués dans le contexte des expositions totales à tous les congénères présents.