Ébauche d’évaluation - Groupe des gazoles et kérosènes à utilisations dans des produits disponibles aux consommateurs

Titre officiel : Ébauche d’évaluation - Groupe des gazoles et kérosènes à utilisations dans des produits disponibles aux consommateurs

Environnement et Changement climatique Canada

Santé Canada

Mai 2024

Résumé

En vertu de l’article 68 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE], les ministres de l’Environnement et de la Santé ont procédé à une évaluation de 16 substances réunies en un groupe appelé « Groupe des gazoles et kérosènes à utilisations dans des produits disponibles aux consommateurs » (groupe des GKUPDC), dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques. Les numéros de ces substances dans le registre du Chemical Abstracts Service (n^os CAS^{Note de bas de page 1} ) et leurs noms sur la Liste intérieure des substances (LIS) figurent à l’annexe A. L’ébauche d’évaluation initiale du Groupe des gazoles et des kérosènes portait sur 42 n^os CAS, dont 27 ont fait l’objet d’évaluations distinctes : 26 substances dans une évaluation de 26 Gazoles et kérosènes restreints aux industries, et une substance, de n^o CAS 64742‑88‑7, dans une évaluation du Groupe des naphtas à bas point d’ébullition (NBPE). La présente évaluation porte sur les 15 gazoles et kérosènes restants des 42 substances initialement jugées prioritaires aux fins d’évaluation, et sur le n^o CAS 64771-72-8, une autre substance jugée prioritaire aux fins d’évaluation dont les propriétés physiques et chimiques sont semblables à celles des autres substances du groupe des GKUPDC.

Les gazoles et kérosènes sont des combinaisons complexes et très variables d’hydrocarbures produits soit directement par distillation atmosphérique de pétrole brut, soit par craquage en fractions plus légères de fractions lourdes obtenues par distillation sous vide, et sont considérés comme des substances de composition inconnue ou variable, des produits de réaction complexes ou des matières biologiques (UVCB). Dans la présente évaluation, 6 de ces substances sont des kérosènes (n^os CAS 8008‑20-6, 64742-14-9, 64742-47-8, 64742-81-0, 64742-94-5 et 64742-96-7) et les 10 autres sont des gazoles.

Les gazoles et kérosènes faisant partie de ce groupe sont présents dans une vaste gamme de produits disponibles aux consommateurs, notamment des produits de soins personnels (c’est à dire cosmétiques, produits de santé naturels [PSN], médicaments sans ordonnance [MSO]), assainisseurs d’air, produits de bricolage (par exemple, adhésifs et lubrifiants), produits automobiles, peintures, revêtements, produits d’entretien ménager et divers autres produits.

Outre le fait qu’elles sont utilisées dans des produits disponibles aux consommateurs, les 16 substances du groupe des GKUPDC sont également utilisées à des fins industrielles comme diluants à base de pétrole ou dans des lubrifiants, des auxiliaires de production pétrolière, des encres d’impression, des adhésifs, des produits d’étanchéité, des peintures et des revêtements, ou des auxiliaires technologiques industriels (par exemple, produits de nettoyage et de dégraissage). En ce qui concerne les utilisations industrielles, les gazoles et les kérosènes peuvent être consommés à la raffinerie où ils sont produits, mélangés à des substances et quitter la raffinerie sous différents n^os CAS, ou transportés par camion ou train vers d’autres installations du secteur pétrolier ou non pétrolier pour être utilisés comme matières premières ou mélangés à d’autres matières premières, et produire des substances désignées par de nouveaux n^os CAS. En raison de leurs nombreuses similarités (sources, production, propriétés physico-chimiques et dangers), les substances du groupe des GKUPDC sont évaluées ensemble dans le présent rapport.

Le volet environnement de cette évaluation fait appel à une approche par groupe portant essentiellement sur les 16 substances du groupe des GKUPDC. Étant donné qu’il n’y a pas suffisamment de données pour déterminer si et à quel moment un n^o CAS représente une fraction de raffinerie ou un solvant, on suppose des teneurs en composés aromatiques allant de 20 % à 80 %, en poids, à l’exception d’un cas discuté ci‑dessous. Par ailleurs, en raison de la composition variable des n^os CAS et des substances ayant différents n^os CAS dans le groupe des GKUPDC, ces substances pourraient être utilisées de manière interchangeable (pourvu qu’elles répondent à certaines spécifications de leurs propriétés).

La présente évaluation porte sur les utilisations suivantes des substances du groupe des GKUPDC dont le potentiel de rejet dans l’environnement est le plus élevé : la préparation de lubrifiants ou d’additifs pour lubrifiants; la préparation de divers produits, y compris les adjuvants de séparation huile-eau, les encres d’impression, les adhésifs, les produits d’étanchéité, les auxiliaires technologiques, les peintures et les revêtements; l’application industrielle de certains produits préparés, y compris les encres d’impression, les adhésifs et les produits d’étanchéité; l’utilisation d’auxiliaires technologiques par les fabriques de papier; l’utilisation d’auxiliaires technologiques par les installations d’autres secteurs, dont le plastique, le caoutchouc, le métal fabriqué, la machinerie et l’équipement de transport; ainsi que l’épandage, sur des terres agricoles, de biosolides contenant des gazoles et des kérosènes. Les concentrations dans l’environnement et la composition des substances du groupe des GKUPDC dans l’eau de surface, après le traitement des eaux usées, ont été estimées et comparées aux concentrations estimées sans effet, obtenues par modélisation d’après la composition prévue des substances du groupe des GKUPDC dans les effluents.

Les données empiriques et modélisées sur la toxicité des substances du groupe des GKUPDC pour le milieu aquatique indiquent que le danger est de modéré à élevé, et les données empiriques sur la toxicité pour le sol montrent que le danger est faible.

Sauf lorsqu’elles sont utilisées comme auxiliaires technologiques par les fabriques de papier, il est peu probable que les substances du groupe des GKUPDC à faible et à forte teneur en composés aromatiques (c’est à dire 20 % à 80 % en poids) soient nocives pour l’environnement lorsqu’elles sont utilisées dans les applications mentionnées ci‑dessus. Une teneur en composés aromatiques de 13 % en poids a été utilisée comme limite supérieure dans le scénario d’utilisation des auxiliaires technologiques par les fabriques de papier, d’après les renseignements fournis par ce secteur industriel. Il est également peu probable que cette teneur en composés aromatiques cause des effets nocifs pour l’environnement. Il est probable que des substances du groupe des GKUPDC à faible teneur en composés aromatiques sont utilisées dans la plupart des applications mentionnées ci-dessus. Cependant, si les auxiliaires technologiques utilisés dans les fabriques de papier contenaient une teneur en composés aromatiques supérieure à 13 % en poids, il y aurait un risque d’effets nocifs pour l’environnement. Les substances du groupe des GKUPDC pourraient s’accumuler dans les sédiments près des points de rejet. Toutefois, on ne dispose d’aucune donnée sur leurs concentrations dans l’environnement ou sur les effets de ces substances sur les organismes qui vivent dans les sédiments.

Compte tenu de tous les éléments de preuve énumérés dans la présente évaluation, les 16 substances du groupe des GKUPDC présentent un faible risque d’effets nocifs pour l’environnement. Il est proposé de conclure que les 16 substances du groupe des GKUPDC ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas 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, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

Aux fins de l’évaluation des risques pour la santé humaine, les 16 substances du groupe des GKUPDC ont été séparées en 2 groupes d’après leurs teneurs différentes en composés aromatiques et, par extension, leurs effets sur la santé. Ces sous‑groupes sont des hydrocarbures contenant surtout des composés aliphatiques en C₉ à C₂₅ (sous-groupe 1) et les hydrocarbures contenant surtout des composés aromatiques en C₉ à C₁₆ (sous-groupe 2). Au sein de chaque sous-groupe, on présume que les n^os CAS peuvent être utilisés de façon interchangeable dans une même catégorie de produits disponibles aux consommateurs.

Comme les gazoles et les kérosènes sont utilisés dans un certain nombre d’applications industrielles, des rejets accidentels de gazoles et de kérosènes peuvent se produire dans les installations de production. Les rejets de 2 des substances de ce groupe doivent être déclarés à l’Inventaire national des rejets de polluants. D’après les données, ces 2 substances pourraient être rejetées dans l’air ambiant par les installations qui déclarent leurs rejets et ensuite donner lieu à une exposition. Outre le risque de rejets de gazoles et de kérosènes dans le milieu aquatique par les effluents d’eaux usées de source industrielle, rejets qui pourraient entraîner une exposition par l’eau potable, il pourrait aussi y avoir une exposition par les aliments en raison de l’utilisation possible de ces substances en tant que composants dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire et/ou en tant que composants d’additifs indirects.

L’exposition aux gazoles et aux kérosènes faisant partie de ce groupe serait également possible en raison de l’utilisation d’une vaste gamme de produits disponibles aux consommateurs.

Dans le volet santé humaine de la présente évaluation, comme il y a peu de données sur les effets des gazoles et des kérosènes sur la santé, nous avons également pris en compte les données de substances similaires (par exemple, carburéacteurs de type kérosène et les NBPE). Pour les hydrocarbures contenant principalement des composés aliphatiques en C₉ à C₂₅ (sous-groupe 1), les effets généraux sur les paramètres hématologiques et sur le poids de la rate et des surrénales ont été considérés comme des effets critiques consécutifs aux expositions cutanées à court et à long terme. La neurotoxicité pour le développement a également été considérée comme un effet critique par suite d’une exposition par voie orale à court et à long terme et d’une exposition par inhalation. Une comparaison des concentrations associées à des effets critiques avec les concentrations estimatives des expositions à certains produits (cosmétiques, PSN, MSO, produits automobiles, produits de nettoyage, produits de bricolage, peintures, revêtements et d’autres produits ménagers disponibles aux consommateurs) au Canada a donné lieu à des marges d’exposition (ME) qui pourraient être insuffisantes pour tenir compte des incertitudes dans les données sur l’exposition et les effets sur la santé, utilisées pour caractériser le risque.

Pour les hydrocarbures contenant principalement des composés aromatiques en C₉ à C₁₆ (sous‑groupe 2), la toxicité pour les mères et les fœtus a été considérée comme l’effet critique associé à l’exposition par voie orale à long terme, à l’exposition cutanée à court terme et à l’exposition par inhalation à court et à long terme. Une comparaison entre la concentration associée à un effet critique et les concentrations estimatives de l’exposition aux produits automobiles, aux peintures, aux revêtements et à d’autres produits ménagers disponibles aux consommateurs au Canada a donné des ME qui pourraient être insuffisantes pour tenir compte des incertitudes dans les données sur l’exposition et les effets sur la santé, utilisées pour caractériser le risque.

La cancérogénicité est l’un des effets critiques sur la santé qui a été retenu initialement pour prioriser les gazoles et kérosènes à pour une évaluation, principalement d’après les classements établis par des organismes étrangers et internationaux. Compte tenu de la probabilité que les gazoles et les kérosènes contiennent des composés aromatiques polycycliques (CAP, comprenant des hydrocarbures aromatiques polycycliques [HAP] et des composés aromatiques contenant des hétéroatomes), la Commission européenne classe, d’après la présente évaluation, 7 des gazoles et kérosènes possédant un n^o CAS comme cancérogènes de catégorie 1B (« pouvant causer le cancer ») et un gazole portant un n^o CAS comme cancérogène de catégorie 2 (« susceptible de causer le cancer »), mais considère que ces substances ne sont pas cancérogènes si elles sont raffinées pour contenir moins de 3 % en poids de CAP extractibles avec du diméthylsulfoxyde (DMSO).

Comme la présence possible de CAP peut être préoccupante pour la santé humaine, 25 produits facilement disponibles aux consommateurs et contenant des substances du groupe des GKUPDC ont été évalués afin de déterminer leurs teneurs en 16 HAP (désignés comme polluants prioritaires par l’Environnemental Protection Agency des États-Unis), et d’indiquer de manière approximative leur teneur en CAP. Seules des concentrations résiduelles ou faibles (allant de quelques parties par milliard à quelques parties par million [ppm]) de ces HAP ont été trouvées. Selon les classements de la Commission européenne, ces gazoles et kérosènes ne sont pas considérés comme cancérogènes. La conversion des 16 HAP polluants prioritaires en équivalents de benzo[a]pyrène (B[a]P) a permis d’obtenir une concentration équivalente en B[a]P qui était inférieure aux limites individuelles d’HAP fixées par l’Union européenne pour les jouets et articles pour enfants en caoutchouc ou en plastique souple (0,5 ppm). Par conséquent, la teneur en HAP de ces gazoles et kérosènes utilisés dans la formulation de produits disponibles aux consommateurs et examinés dans la présente évaluation n’est pas jugée préoccupante pour la santé humaine.

Compte tenu de la fourchette du nombre d’atomes de carbone des gazoles et des kérosènes, d’autres composants pouvant avoir des effets sur la santé sont le benzène, le toluène, l’éthylbenzène et les xylènes (BTEX). Afin d’examiner cette question, les concentrations de BTEX ont été mesurées dans 20 produits facilement disponibles aux consommateurs canadiens et contenant des gazoles et des kérosènes. À la lumière de ces résultats, la teneur en BTEX de ces gazoles et kérosènes, utilisés pour formuler des produits disponibles aux consommateurs et examinés dans la présente évaluation, n’est pas jugée préoccupante pour la santé humaine.

Pour chaque substance, l’évaluation des effets sur la santé humaine a pris en considération les groupes de personnes au sein de la population canadienne pouvant, en raison d’une sensibilité ou d’une exposition accrue, être plus à risque que la population générale de subir des effets nocifs pour la santé. On a trouvé que les fœtus, les nourrissons, les enfants et les personnes en âge de procréer pouvaient être plus vulnérables que la population générale. On a aussi déterminé que les personnes qui vivent à proximité d’installations industrielles risquent plus d’être exposées que la population générale. De plus, les jeunes enfants et les nourrissons nourris aux préparations pour nourrissons seraient plus exposés que les adultes. Toutes ces populations ont été prises en considération lors de l’évaluation des risques pour la santé humaine.

Compte tenu de tous les renseignements présentés dans la présente évaluation, il est proposé de conclure que les 16 substances du groupe des GKUPDC satisfont au critère énoncé à l’alinéa 64c) de la LCPE, car elles pénètrent 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 proposé de conclure que les 16 substances du groupe des GKUPDC satisfont aux critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

1. Introduction

En vertu de l’article 68 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE], le ministre de l’Environnement et le ministre de la Santé ont procédé à une évaluation de 16 substances appelées collectivement « Groupe des gazoles et kérosènes à utilisations dans des produits disponibles aux consommateurs » (groupe des GKUPDC), dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques, afin de déterminer si elles présentent ou peuvent présenter un risque pour l’environnement ou la santé humaine. Les 16 gazoles et kérosènes faisant partie de ce groupe ont été jugés prioritaires aux fins d’évaluation, car ils répondent aux critères de catégorisation décrits dans le document d’ECCC et SC (modifié en 2017). Leur numéro au registre du Chemical Abstracts Service (n^os CAS), leur nom sur la Liste intérieure des substances (LIS) et leur description figurent dans le tableau A-1 de l’annexe A. L’ébauche d’évaluation initiale du Groupe des gazoles et des kérosènes portait sur 42 n^os CAS, dont 27 ont fait l’objet d’évaluations distinctes : 26 substances, dans une évaluation de 26 gazoles et kérosènes restreints aux industries, et une substance, le n^o CAS 64742‑88-7, dans une évaluation du Groupe des naphtas à bas point d’ébullition (NBPE). La présente évaluation porte sur les 15 gazoles et kérosènes restants des 42 substances initialement jugées prioritaires aux fins d’évaluation, et sur le n^o CAS 64771-72-8, une autre substance jugée prioritaire aux fins d’évaluation qui présente des propriétés physiques et chimiques semblables à celles des autres substances du groupe des GKUPDC.

Dans l’évaluation des risques pour l’environnement, on estime que les substances du groupe des GKUPDC ayant une teneur en composés aromatiques de 80 % en poids représentent le pire scénario raisonnable. Les différents gazoles et kérosènes présentent une variabilité sur le plan de la composition, ce qui permet de les utiliser de façon interchangeable dans des produits, à la condition qu’ils répondent aux spécifications d’utilisation des produits.

Certains autres gazoles ont été examinés antérieurement sur le plan des utilisations restreintes à un site (un n^o CAS) ou à des industries (2 n^os CAS) (Environnement Canada, Santé Canada 2011, 2013). En outre, ce projet d’évaluation ne tient pas compte de l’utilisation des kérosènes dans les carburants d’aviation ni de l’utilisation des gazoles dans le mazout de chauffage n° 2, car ces substances ont déjà été évaluées antérieurement (Environnement Canada, Santé Canada 2014, 2015). L’utilisation des gazoles comme carburants diesel n’est pas examinée dans la présente évaluation. De plus, la présente évaluation ne porte pas sur l’utilisation des gazoles et des kérosènes en tant que diluants à base de pétrole, car il est plus approprié de les examiner dans le contexte des substances pétrolières qui ont été diluées.

Pour la présente ébauche d’évaluation, nous avons pris en compte les données sur les propriétés chimiques, le devenir dans l’environnement, les dangers, les utilisations et l’exposition, y compris des données présentées par des intervenants. Les données pertinentes ont été recensées jusqu’en mars 2018 et des recherches ciblées ont été menées jusqu’en juin 2022. Des renseignements supplémentaires ont été fournis par les intervenants jusqu’en décembre 2019. Nos conclusions s’appuient sur des données empiriques tirées d’études clés et sur certains résultats de modélisation. Lorsqu’ils étaient pertinents, les renseignements contenus dans les évaluations effectuées par d’autres instances ont été utilisés.

Le personnel du Programme d’évaluation des risques de la LCPE de Santé Canada et d’Environnement et Changement climatique Canada a rédigé la présente ébauche d’évaluation, à laquelle ont contribué d’autres programmes de ces 2 ministères. Les parties de la présente évaluation portant sur la santé humaine et l’environnement ont fait l’objet d’un examen externe par des pairs ou de consultations externes. Geoff Granville (GCGranville Consulting Corp) et Connie Gaudet (experte-conseil) ont formulé des commentaires sur les parties techniques touchant l’environnement. Theresa Lopez, Jennifer Flippin et Joan Garey, de Tetra Tech, ont formulé des commentaires sur les parties techniques touchant la santé humaine. Bien que les commentaires externes aient été pris en compte, Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada assument l’entière responsabilité du contenu final et des conclusions de la présente évaluation.

Afin de déterminer si les substances satisfont aux critères énoncés à l’article 64 de la LCPE, l’évaluation s’appuie sur des données scientifiques, y compris les renseignements disponibles sur les sous-groupes de la population pouvant être plus sensibles ou plus exposés, sur les environnements vulnérables et sur les effets cumulatifs^{Note de bas de page 2} , et elle s’appuie sur une approche fondée sur le poids de la preuve et le principe de précaution^{Note de bas de page 3} . Dans le présent document, nous présentons les données essentielles et les facteurs sur lesquels se fonde la conclusion proposée.

2. Identité des substances

Les substances du groupe des GKUPDC sont des substances de composition inconnue ou variable, des produits de réaction complexe ou des matières biologiques (substances dites UVCB). Dans la présente évaluation, 6 n^os CAS sont des kérosènes, à savoir : 8008-20-6, 64742-14-9, 64742-47-8, 64742-81-0, 64742-94-5 et 64742-96-7 (CONCAWE 1995, 2001; API 2010). Les 10 autres n^os CAS sont des gazoles. La définition opérationnelle des 16 substances du groupe des GKUPDC figure à l’annexe A. Ces substances UVCB sont des combinaisons complexes de molécules d’hydrocarbures d’origine naturelle ou découlant de réactions et de processus chimiques se produisant pendant le traitement et le mélange du pétrole. Les gazoles et les kérosènes se composent généralement de proportions variables d’alcanes à chaîne linéaire et ramifiée (également appelés alcanes linéaires et isoparaffines), de cycloalcanes (naphtènes), d’hydrocarbures aromatiques et d’alcènes. La fraction aromatique comprend tous les composants qui contiennent un cycle aromatique (c’est à dire le benzène) dans leur structure, des hydrocarbures aromatiques monocycliques (HAM) et des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), des composés aromatiques contenant des hétéroatomes (c’est à dire des atomes d’azote, d’oxygène ou de soufre) dans le noyau aromatique des HAP, ainsi que des dérivés alkylés de HAM et d’HAP (c’est à dire des HAM et des HAP contenant des groupes alkyles linéaires, ramifiés ou cycliques, qui comportent habituellement un à 4 atomes de carbone et peuvent comprendre des hétéroatomes). Les HAP et les composés aromatiques contenant des hétéroatomes sont appelés collectivement « composés aromatiques polycycliques » (CAP). Dans l’ensemble, l’abondance relative des CAP alkylés en C₁ à C₄ dans le pétrole dépasse de loin l’abondance des CAP non substitués (Altgelt et Boduszynski 1994, cité dans API 2012; Speight 2007, cité dans API 2012). Le nombre d’hétéroatomes et l’abondance des CAP totaux augmentent avec la hausse des fourchettes de points d’ébullition des fractions (Speight 1998, cité dans API 2012). En raison de leur composition complexe et variable, les gazoles et les kérosènes ne peuvent être synthétisés par simple combinaison de constituants distincts et peuvent être difficiles à caractériser de manière complète et cohérente.

Les gazoles et les kérosènes sont produits de manière similaire : ils peuvent être obtenus directement par distillation atmosphérique du pétrole brut (distillation directe) ou par craquage de fractions plus lourdes par distillation sous vide, ce qui donne habituellement des substances à teneur plus élevée en composés aromatiques (y compris des CAP) et des alcènes (CONCAWE 2001; API 2010, 2012a). L’hydrocraquage se démarque cependant, car ce processus comporte des réactions simultanées de craquage et d’hydrogénation, ce qui transforme les composés aromatiques et les alcènes en alcanes cycliques, linéaires et ramifiés (CONCAWE 2001). Les gazoles et les kérosènes peuvent également consister en un mélange de diverses fractions de gazoles de distillation directe et/ou de craquage (API 2010, 2012). Les gazoles légers de distillation directe sont principalement composés d’hydrocarbures saturés et les CAP comprennent surtout des composés à 2 ou 3 cycles. Les gazoles plus lourds, obtenus par distillation atmosphérique sous vide ou par craquage, peuvent avoir des teneurs plus élevées en CAP de 4 cycles ou plus (API 2012). Il est possible d’effectuer un traitement supplémentaire des gazoles et des kérosènes obtenus après distillation directe ou craquage pour éliminer ou réduire les concentrations de composants indésirables, tels que le soufre, l’azote, les composés aromatiques ou les alcènes et, dans certains cas, augmenter la teneur en cycloalcanes ou en isoalcanes (CONCAWE 2001; API 2010).

Les gazoles sont principalement composés de molécules comportant 9 à 30 atomes de carbone (C₉ à C₃₀) et dont le point d’ébullition se situe entre 150 et 450 °C, selon la définition de l’American Petroleum Institute (API), une association professionnelle américaine qui représente les différents secteurs des industries du pétrole et du gaz naturel (API 2012), et selon l’Organisation européenne des compagnies pétrolières pour l’environnement, la santé et la sécurité (CONCAWE), qui est l’organisation européenne de l’industrie pétrolière (CONCAWE 2001). Dans la présente évaluation, 2 substances, soit les n^os CAS 64741-85-1 et 64771-72-8, se situent en partie à l’extérieur des plages de nombre d’atomes de carbone et de points d’ébullition indiquées ci‑dessus (en d’autres mots, leur plage de nombre d’atomes de carbone commence à C₅ et celle de leur point d’ébullition commence à 35 °C) (annexe A). Toutefois, leur composition est jugée suffisamment semblable à celles des autres gazoles et kérosènes pour qu’ils soient compris dans la présente évaluation.

L’API a produit des données sur la composition de 89 échantillons de gazole de raffinerie (correspondant à 22 numéros CAS). Leur teneur en composés aromatiques variait de moins de 1 % en poids à environ 98,4 % en poids (API 2014a). Toutefois, les valeurs inférieures à 1 % et 98,4 % en poids n’ont été trouvées que dans des échantillons uniques. Dans la plupart des échantillons de gazole, la teneur en composés aromatiques était comprise entre 20 % et 80 % en poids. Sur les 22 n^os CAS pour lesquels on possède des renseignements sur leur composition, 6 sont des gazoles examinés dans la présente évaluation, à savoir les n^os CAS 64741-44-2, 64741-77-1, 64742-38-7, 64742-46-7, 64742-79-6 et 68477-31-6. Parmi les 20 échantillons représentant les 5 premiers gazoles indiqués ci-dessus possédant un n^o CAS, la plupart avaient une teneur en composés aromatiques comprise entre 20 % et 40 % en poids. Le seul échantillon contenant plus de composés aromatiques que de composés aliphatiques était l’un des 4 échantillons du n^o CAS 64741-77-1, soit un gazole hydrocraqué, dont la teneur en composés aromatiques était de 64,3 % en poids (API 2014a). Comme l’hydrocraquage comporte l’hydrogénation et que le n^o CAS 64741-77-1 est défini comme étant un composé surtout constitué d’hydrocarbures saturés (annexe A), les 3 autres échantillons de ce gazole (teneur en composés aromatiques comprise entre 21 % et 44,6 % en poids) (API 2014a) sont considérés comme plus représentatifs de sa composition. Compte tenu de ces données et des définitions opérationnelles des gazoles dans la présente évaluation (annexe A), 9 des 10 gazoles, sauf le n^o CAS 68477-31-6, devraient essentiellement être des composés aliphatiques. Selon les données de l’API, les 2 échantillons du n^o CAS 68477-31-6 avaient une teneur moyenne en composés aromatiques de 63 % en poids (API 2014a), ce qui correspond au fait que le point d’ébullition de ce n^o CAS est à l’extrémité inférieure des plages de points d’ébullition des fractions définies comme étant constituées principalement d’hydrocarbures aromatiques (ECHA 2022a).

Les kérosènes^{Note de bas de page 4}, c’est à dire la fraction de pétrole brut dont le point d’ébullition se situe environ entre 150 et 290 °C et qui se compose d’hydrocarbures d’environ 9 à 16 atomes de carbone (CONCAWE 2001; API 2010), ont un nombre d’atomes de carbone à l’extrémité la plus faible des plages de nombre d’atomes de carbone des gazoles, et ils ont tendance à contenir moins de composés aromatiques que les gazoles. Les alcanes (linéaires, ramifiés et cycliques) constituent généralement au moins 70 % des kérosènes, en volume, tandis que les composés aromatiques (surtout des alkylbenzènes et des alkylnaphtalènes) et les alcènes représentent généralement moins de 25 % et de 5 % des kérosènes, en volume, respectivement (API 2010). Il existe des données sur la composition d’un échantillon de kérosène (n^o CAS 8008‑20‑6) et de 4 échantillons de kérosène hydrodésulfuré (HDS) (n^o CAS 64742-81-0). Selon les données sur ces kérosènes, leur teneur en composés aromatiques est comprise entre 18,8 % et 27 % en poids et les composés monoaromatiques en constituent la majeure partie (17,8 % à 24,7 % en poids) (API 2014b). Compte tenu de ces données et des définitions opérationnelles des kérosènes présentées dans ce rapport d’évaluation (annexe A), 5 des 6 kérosènes devraient être surtout constitués de composés aliphatiques, à l’exception du n^o CAS 64742-94-5, qui est défini comme étant principalement composé d’hydrocarbures aromatiques (annexe A).

Les noms de ces substances établis par le CAS ne décrivent que la dernière étape de raffinage réalisée à la raffinerie. Par conséquent, la source du pétrole brut, le degré global de raffinage et donc la composition d’un échantillon particulier d’un n^o CAS donné ne peuvent être connus uniquement d’après ce n^o CAS. Par conséquent, la composition des gazoles et des kérosènes ayant un même n^o CAS présente un éventail de compositions possibles. De plus, on peut traiter davantage les gazoles et les kérosènes des fractions de raffinerie pour les utiliser comme des solvants. Ce raffinage supplémentaire réduit grandement la plage du nombre d’atomes de carbone et, pour de nombreux solvants aliphatiques, réduit la teneur en composés aromatiques à moins de 30 %, en poids, certains ayant une teneur inférieure à 2 %, en poids (HSPA 2018). Toutefois, ces solvants raffinés sont souvent encore décrits par le n^o CAS correspondant au flux de raffinage utilisé pour leur production (HSPA 2018). Il est probable que certains des n^os CAS associés à des gazoles et des kérosènes dont les diverses utilisations sont présentées ici renvoient à ces solvants, et non aux fractions de raffinerie. Il existe des données précises sur la plage de nombre d’atomes de carbone ou la teneur en composés aromatiques de certains n^os CAS pour certaines utilisations précises, notamment dans les cosmétiques (section 4) et les auxiliaires technologiques utilisés dans les fabriques de papier (section 7.2.4), mais, en général, il n’y a pas de telles données.

Il a été montré que les composés aromatiques sont les fractions qui contribuent le plus à l’écotoxicité des substances pétrolières (Cermak et al. 2013; Swigert et al. 2014). Dans les évaluations des risques pour l’environnement, comme il n’y a pas de données pour indiquer si un n^o CAS représente une fraction de raffinerie ou un solvant, on emploie habituellement une plage de teneurs de 20 % à 80 % en poids en composés aromatiques, l’extrémité supérieure de cette plage, soit 80 %, en poids, étant jugée comme le pire scénario pour les gazoles. Toutefois, après la publication de l’ébauche d’évaluation initiale du Groupe des gazoles et des kérosènes, des renseignements ont été obtenus des intervenants de l’industrie, indiquant que la teneur en composés aromatiques des auxiliaires technologiques dans l’industrie papetière se situe entre 0 % et 13 %, en poids. Par conséquent, une teneur en composés aromatiques de 13 %, en poids, a été utilisée dans le scénario d’exposition dans les fabriques de papier (section 7.2.4). Il n’a pas été nécessaire de distinguer les gazoles des kérosènes (par exemple, en les divisant en sous‑groupes) pour l’évaluation des risques pour l’environnement, car les gazoles et les kérosènes ont une écotoxicité similaire (section 7.1.1).

Pour ce qui est de l’évaluation des risques pour la santé humaine, les 16 substances du groupe des GKUPDC ont été séparées en 2 sous-groupes, d’après leurs teneurs différentes en composés aromatiques et, par extension, leurs effets sur la santé. Le sous-groupe 1, constitué surtout d’hydrocarbures aliphatiques en C₉ à C₂₅, comprend 9 gazoles (n^os CAS 64741-44-2, 64741-77-1, 64741-85-1, 64741-91-9, 64742-13-8, 64742-38-7, 64742-46-7, 64742-79-6 et 64771-72-8) et 5 kérosènes (n^os CAS 8008‑20‑6, 64742-14-9, 64742-47-8, 64742-81-0 et 64742-96-7) qui devraient être principalement des composés aliphatiques. Le sous-groupe 2, composé principalement d’hydrocarbures aromatiques en C₉ à C₁₆, comprend un gazole (n^o CAS 68477-31-6) et un kérosène (n^o CAS 64742-94-5) qui devraient principalement être des composés aromatiques (voir la section 8.2 pour plus de détails). Du point de vue de la santé humaine, il n’a pas été nécessaire de faire la distinction entre les gazoles et les kérosènes (par exemple, en les divisant en sous-groupes), car on juge que les gazoles et les kérosènes ont des effets similaires sur la santé en raison de leur composition similaire (sections 8.2.1 et 8.2.2). Les gazoles et les kérosènes présents dans des produits disponibles aux consommateurs devraient être très raffinés et contenir des quantités limitées de certains constituants du pétrole brut et de fractions de raffinerie (par exemple, les gazoles et les kérosènes hautement raffinés devraient contenir moins de 3 % p/p de CAP extraits au diméthylsulfoxyde [DMSO], selon la méthode 346 de l’Institute of Petroleum [IP; Institute of Petroleum 1992]). Cependant, compte tenu de leurs plages de nombre d’atomes de carbone et de points d’ébullition, il est possible que les 16 substances visées par cette évaluation contiennent des concentrations résiduelles d’HAP et de benzène, ainsi que de faibles concentrations de toluène, d’éthylbenzène et de xylènes, et l’évaluation a pris en compte cette possibilité en raison de la toxicité connue de ces composés. Dans certaines situations, notamment en ce qui concerne ces 16 substances, la teneur en HAP devrait se rapprocher de la teneur en CAP, étant donné que le degré de raffinage plus élevé éliminerait les hétérocycles que ces substances contiennent. Les résultats des essais sur des produits disponibles aux consommateurs au Canada contenant des gazoles et des kérosènes, concernant les 16 HAP standards, sont décrits à la section 8.1.3. Les résultats des analyses visant à déterminer les concentrations de benzène, de toluène, d’éthylbenzène et de xylènes (BTEX) dans les produits disponibles aux consommateurs au Canada contenant des gazoles et des kérosènes sont décrits à la section 8.1.4.

3. Propriétés physiques et chimiques

La composition et les propriétés physico-chimiques des gazoles et kérosènes varient selon la source de pétrole brut ou de bitume et les étapes de raffinage. Les propriétés physico-chimiques générales des gazoles et kérosènes sont présentées dans le tableau 3‑1.

Abréviations : K_oe = coefficient de partage octanol-eau; - = aucune donnée fournie; Temp. = température.
^a Masses volumiques du gazole automobile et du mazout de chauffage.
^b  D’après les structures représentatives des gazoles et des kérosènes caractéristiques, d’une longueur de chaîne de C₉ ou de C₁₀ à C₃₀.
^c Pour les carburéacteurs de type kérosène.
^d Pour le carburant diesel composé surtout de kérosène.
^e Pour le mazout n^o 2 (un gazole).

Pour prévoir les propriétés physico-chimiques et le devenir environnemental des substances pétrolières complexes telles que les gazoles et les kérosènes, des structures représentatives ont été choisies dans chacune des catégories de composés chimiques présentes dans ces substances. Comme la composition des gazoles et des kérosènes est variable, les structures représentatives n’ont pas été sélectionnées en fonction de leur proportion dans le mélange. Ce manque de données générales sur la composition nous a conduits à choisir des structures représentatives des alcanes, des isoalcanes, des alcènes, des cycloalcanes, des composés aromatiques comportant un à 6 cycles et des composés aromatiques alkylés en C₉ à C₃₀, seulement d’après le nombre d’atomes de carbone présent dans chaque catégorie d’hydrocarbures. Les données physico-chimiques sont tirées de la littérature scientifique et du groupe de modèles environnementaux de la Suite de l’Estimation Programs Interface (EPI 2008). Un aperçu des propriétés physiques et chimiques empiriques et modélisées des structures d’hydrocarbures représentatives des substances du groupe des GKUPDC est présenté dans ECCC (2023).

Il convient de noter que le comportement physique et chimique des structures représentatives, lorsqu’elles sont présentes en tant que composants dans une substance UVCB, peut différer de celui de la forme pure. Les pressions de vapeur des composants d’un mélange sont inférieures à celles des substances isolées, conformément à la loi de Raoult (en d’autres mots, la pression de vapeur totale d’un mélange idéal est proportionnelle à la somme des pressions de vapeur de chaque composant distinct). Dans le même ordre d’idée, la solubilité dans l’eau des composants d’un mélange est inférieure à celle des composants distincts (Banerjee, 1984; Di Toro et al. 2007). Par ailleurs, quand un hydrocarbure pétrolier présent normalement à l’état solide fait partie d’un mélange pétrolier (ou d’un UVCB), il peut être à l’état liquide, car son point de fusion baisse quand il fait partie d’un mélange (Di Toro et al. 2007). Il en découle une augmentation de la pression de vapeur et de la solubilité dans l’eau de l’hydrocarbure normalement solide, valeurs déterminées d’après la pression de vapeur du liquide sous-refroidi (Staikova et al. 2005) et la solubilité du liquide sous-refroidi (Di Toro et al. 2007). Les propriétés physiques et chimiques des différentes structures représentatives (tableau 1-1 dans ECCC 2023) donnent une indication du comportement de ces composants du mélange pétrolier dans l’environnement. Cet aspect est décrit plus en détail dans le rapport d’évaluation des gazoles et kérosènes restreints aux industries (ECCC, SC 2023a) et dans le document de référence du présent rapport d’évaluation (ECCC 2022).

4. Sources et utilisations

Des données sur un certain nombre de gazoles et de kérosènes, y compris les 16 substances du groupe des GKUPDC, ont été obtenues dans le cadre de plusieurs enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2008, 2009, 2011, 2015) et d’une initiative de collecte des données à participation volontaire en 2015 (tableau 4‑1)^{Note de bas de page 5}.

Abréviation : s.o. = sans objet.

Les 7 gazoles visés par les enquêtes de 2008, 2009 et 2011 ont été utilisés comme essence de base pour d’autres produits et/ou dans des produits disponibles aux consommateurs (Environnement Canada 2011a, 2011b, 2012). De ces 7 gazoles, 5 ont été utilisés aux installations et 3 ont été transportés principalement par pipeline vers d’autres raffineries de pétrole au Canada. Ces 7 gazoles peuvent également être commercialisés directement sans mélange supplémentaire.

En général, les gazoles sont surtout utilisés comme composants de mélange intermédiaire dans la production de carburants pour les moteurs diesel (c’est à dire de carburants diesel) et pour le chauffage (c’est à dire le mazout) (API 2012). Ils peuvent également servir de composants de mélange pour d’autres carburants tels que le kérosène, l’essence et le carburant d’aviation, qui quittent l’installation sous différents n^os CAS. Certains gazoles entrent dans la fabrication de produits de consommation.

Aux États‑Unis, le kérosène est surtout utilisé comme carburéacteur dans l’aviation civile (sous forme de Jet A ou de Jet A-1) et militaire (sous forme de JP-8 ou de JP-5) (API 2010), et on s’attend à ce que le profil d’emploi soit similaire au Canada. Les kérosènes sont également utilisés pour l’éclairage (n^o 1-K) ainsi que comme carburant diesel (n^o 1), mazout de chauffage domestique (fuel-oil n^o 1) et solvants dans la préparation d’un éventail de produits tels que les produits de nettoyage, les insecticides, les agents antimousses et les agents démoulants (CONCAWE 1995). Les kérosènes utilisés dans ces produits sont souvent ceux dont la plage de distillation est plus étroite que celle des kérosènes utilisés dans les carburants, et ils sont souvent traités davantage pour en atténuer l’odeur et en réduire la teneur en composés aromatiques (CONCAWE 1995).

Les 7 gazoles visés par l’enquête de 2011 ont été employés dans 8 catégories d’utilisation différentes, comme l’indique le tableau 4-2 (Environnement Canada 2012). Les enquêtes ultérieures ont montré que d’autres gazoles et kérosènes entraient également dans ces catégories d’utilisation. La majeure partie de ces 7 gazoles a été utilisée comme diluants à base de pétrole (tableau 4-2). En 2015, on a établi que plusieurs kérosènes ont également été utilisés dans plusieurs secteurs de l’industrie manufacturière, dont la fabrication automobile, la fabrication de fibres et filaments et le secteur des pâtes et papiers (tableau 4-3).

^a Ces 7 gazoles comprennent 6 substances du groupe des GKUPDC (n^os CAS 64741-77-1, 64741-91-9, 64742-13-8, 64742-46-7, 64742-79-6 et 68477-31-6) et une substance du Groupe des gazoles et des kérosènes restreints aux industries (n^o CAS 64742-30-9).
^b Les valeurs correspondent aux quantités déclarées dans le cadre d’une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2012). Voir l’enquête pour connaître les inclusions ou les exclusions particulières (annexes 2 et 3).
^c Les équipements comprennent : les automobiles, les moteurs, les transformateurs et les équipements de forage. En 2015, on a constaté que 2 autres gazoles et 5 kérosènes sont utilisés dans des lubrifiants et des huiles (tableau 4.3).
^d En 2015, on a également observé qu’un gazole additionnel et 2 kérosènes ont été utilisés dans l’industrie pétrolière et gazière en tant qu’auxiliaires technologiques ou adjuvants de production (tableau 4-3).
^e Les utilisations incluent la production de revêtements de sol et le verre.
^f Les utilisations industrielles comprennent la production de pâtes et papier, le nettoyage d’équipement, le traitement de l’eau, le moulage du plastique ou du métal et la fabrication de panneaux de gypse, ainsi que pour la détection d’anomalies dans les composants métalliques aérospatiaux.
^g Cinq kérosènes sont également utilisés dans la fabrication des peintures et des revêtements (tableau 4-3).

Il a été établi que certains gazoles et kérosènes visés par les enquêtes (Environnement Canada 2012; ECCC 2016a, 2016b) étaient ou pouvaient être présents dans des produits disponibles aux consommateurs canadiens. Des renseignements supplémentaires, dont des renseignements accessibles au public comme les fiches de données de sécurité, et leur examen ont permis de constater que les produits contenant ces substances et qui sont disponibles aux consommateurs canadiens comprenaient des lubrifiants, des produits pour automobiles, des carburants, des solvants, des peintures, des revêtements, des adhésifs, des produits d’étanchéité, des produits d’entretien ménager, des produits pour entretien des planchers, des pelouses et des jardins et divers autres produits (tableau 4-3; les fiches de données de sécurité des produits contenant ces substances sont les fiches énumérées dans le tableau D-6 de l’annexe D).

Abréviation : RCC = renseignements commerciaux confidentiels.
^a Les utilisations tiennent compte des renseignements reçus en réponse aux enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE et d’une initiative de collecte des données à participation volontaire (Environnement Canada 2012; ECCC 2016a, 2016b). Voir les enquêtes pour plus de précisions sur les inclusions et les exclusions particulières (annexes 2 et 3).
^b Données obtenues dans le cadre du Programme des substances nouvelles.
^c Utilisation non commercialisée en date de mars 2016.

Huit des 16 substances du groupe des GKUPDC (n^os CAS 8008-20-6, 64741-44-2, 64741-77-1, 64742-46-7, 64742-47-8, 64742-94-5, 64742-96-7 et 68477-31-6) figurent sur la Liste des produits de formulation de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA), et sont actuellement utilisées dans des produits antiparasitaires au Canada (Santé Canada 2022a; communication personnelle, courriel de l’ARLA, Santé Canada [SC], au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes [BERSE], SC, mars 2022; sans référence).

On a établi que 10 des 16 substances du groupe des GKUPDC (n^os CAS 8008-20-6, 64741-44-2, 64742-14-9, 64742-46-7, 64742-47-8, 64742-81-0, 64742-94-5, 64742-96-7, 64771-72-8 et 68477-31-6) auraient pu être utilisées comme composants dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire et/ou comme composants d’additifs alimentaires indirects, sous forme de solvants, notamment des lubrifiants pour la machinerie, des tampons absorbants pour aliments, des nettoyants (qui sont ensuite rincés à l’eau potable), des revêtements pour le papier et le carton, des encres, de la laque pour l’intérieur des boîtes de conserve, des pellicules plastiques et des gants en vinyle (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments [DA], SC, au BERSE, SC, d’avril à juin 2022; sans référence).

On a établi que 3 des 16 substances du groupe des GKUPDC (n^os CAS 64742-46-7, 64742-47-8 et 64771-72-8) ont été utilisées dans une large gamme de produits cosmétiques, y compris des hydratants pour le corps, des produits capillaires et des produits de maquillage (communication personnelle, courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux [DSPCPD], SC, au BERSE, SC, de mars à juin 2022; sans référence). Cependant, la nomenclature internationale des ingrédients cosmétiques (INCI, pour International Nomenclature of Cosmetic Ingredients) fournit des noms d’ingrédients qui diffèrent de la description générale des n^os CAS (par exemple, selon l’annexe A), et plusieurs noms d’ingrédients sont fournis pour chacun de ces n^os CAS. Par exemple, au n^o CAS 64742-46-7, on trouve les noms d’ingrédient suivants : « Alcane en C_13-14 », « Alcane en C_13-15 », « Alcane en C_15-19 » et « Isoparaffine en C_12-20 ». Les fabricants produisent alors des substances dont la composition comprend moins d’ingrédients et est plus raffinée (par exemple, on élimine le contenu aromatique) que d’autres substances portant le même n^o CAS qui pourraient être utilisées dans d’autres applications (communication personnelle, courriel de la DSPCPD, SC, au BERSE, SC, décembre 2017; sans référence). On s’attend à ce que les mêmes substances qui figurent dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels (BDIPSN) (c’est à dire les n^os CAS 64742-46-7 et 64742-47-8) qui ont leur propre composition soient utilisées dans des produits de santé naturels homologués (PSNH), car elles sont également appelées « alcane en C_13-15 » et « alcane en C_13-14 », respectivement (voir ci-dessous). Ces 3 substances (n^os CAS 64742-46-7, 64742-47-8 et 64771-72-8), décrites par les noms de leurs ingrédients dans les produits, sont donc considérées comme étant de compositions différentes et beaucoup plus raffinées que celles des substances définies par les descriptions normales des n^os CAS pour les gazoles et les kérosènes, lorsqu’elles sont utilisées dans les cosmétiques.

Le distillat de pétrole moyen hydrotraité (n^o CAS 64742-46-7) figure dans la BDIPSN sous le nom « alcane en C_13-15 » avec un rôle non médicinal pour usage topique seulement, comme solvant dans les produits de santé naturels (BDIPSN [modifiée en 2022]). Il figure également dans la Base de données sur les produits de santé naturels homologués (BDPSNH) comme substance présente dans les PSN homologués à usage topique, tels que les écrans solaires, les hydratants pour le corps et les nettoyants pour le visage (BDPSNH [modifiée en 2021]; communications personnelles, courriels de la Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance [DPSNSO], SC, au BERSE, SC, de mars à juin 2022; sans référence). Cette substance (n^o CAS 64742-46-7), décrite par le nom de son ingrédient dans les produits, est considérée comme étant de composition différente et beaucoup plus raffinée que la substance désignée par les descriptions habituelles des n^os CAS des gazoles et des kérosènes, lorsqu’elle est utilisée dans des PSN.

Le distillat de pétrole léger hydrotraité (n^o CAS 64742-47-8) figure dans la BDIPSN sous le nom « alcane en C_13-14 » avec un rôle non médicinal pour usage topique seulement, comme solvant dans les PSN (BDIPSN [modifiée en 2022]). Il figure dans la BDPSNH et il a été établi qu’il est présent dans 2 PSN homologués qui sont des écrans solaires (BDPSNH [modifiée en 2021]; communication personnelle, courriels de la DPSNSO, SC, au BERSE, SC, de mars à juin 2022; sans référence). Cette substance (n^o CAS 64742-47-8), décrite par son nom d’ingrédient dans les produits, est considérée comme étant de composition différente et beaucoup plus raffinée que la substance désignée par les descriptions habituelles des n^os CAS des gazoles et des kérosènes, lorsqu’elle est utilisée dans des PSN.

Le pétrole figure dans la BDIPSN comme ingrédient distinct et comme substance homéopathique (par exemple, EHP Petroleum) renfermant du kérosène (n^o CAS 8008-20-6) comme matière première (BDIPSN [modifiée en 2022]). En supposant que l’ingrédient « pétrole » figure au n^o CAS 8008-20-6, on considère que cette substance est inscrite dans la BDPSNH et est présente en tant qu’ingrédient médicinal dans un certain nombre de PSN homologués comme médicaments homéopathiques (BDPSNH [modifiée en 2021]; communication personnelle, courriels de la DPSNSO, SC, au BERSE, SC, de mars à juin 2022; sans référence).

Le n^o CAS 64742-47-8 est actuellement utilisé comme ingrédient non médicinal dans un médicament sans ordonnance (MSO) approuvé (écran solaire) (communication personnelle, courriel de la Direction des médicaments pharmaceutiques [DMP], SC, au BERSE, SC, mars 2022; sans référence).

5. Rejets dans l’environnement

Les substances du groupe des GKUPDC peuvent être rejetées dans l’environnement lors d’activités liées à leur production et à leur transport et à la suite d’utilisations commerciales, industrielles ou par les consommateurs. On a supposé que les rejets intentionnels et accidentels de ces substances dans des installations industrielles ou à l’occasion de la production, du transport, de l’entreposage et des déversements suivent des tendances semblables à celles qui ont été relevées dans les évaluations des gazoles (restreints aux industries) (Environnement Canada, Santé Canada 2013) et des gazoles et kérosènes restreints aux industries (ECCC, SC 2023a). On trouvera de plus amples renseignements dans ces évaluations. Les données sur les rejets possibles de gazoles dans les installations pétrolières et provenant d’activités associées à la transformation de ces substances sont présentées dans une évaluation précédente des gazoles (restreints aux installations) (Environnement Canada, Santé Canada 2011), et on estime que ces renseignements s’appliquent également au traitement des substances du groupe des GKUPDC.

5.1 Rejets associés aux produits de consommation

Les substances du groupe des GKUPDC sont présentes dans de nombreux produits disponibles aux consommateurs, comme nous l’avons indiqué à la section 4. En règle générale, le volume de gazoles ou de kérosènes libéré en raison de l’utilisation des produits de consommation est faible, et ces rejets devraient se produire dans tout le Canada. Par conséquent, les rejets par l’utilisation des produits disponibles aux consommateurs ne sont pas considérés comme une source ponctuelle importante de substances du groupe des GKUPDC dans l’environnement par rapport aux sources ponctuelles industrielles (section 7.2).

5.2 Rejets par les installations industrielles autres que les raffineries de pétrole

D’après les modes d’utilisation déclarés de ces substances du groupe des GKUPDC, décrits à la section 4, ces substances peuvent être rejetées dans le milieu aquatique par les effluents d’eaux usées de source industrielle autre que les raffineries de pétrole. Les rejets dans l’environnement provenant d’installations industrielles sont examinés plus en détail à la section 7.2. Le potentiel d’exposition par inhalation et par l’eau potable pour les populations canadiennes qui pourraient vivre à proximité d’installations industrielles rejetant ces substances dans l’eau et dans l’air, respectivement, est examiné plus en détail à la section 8.1.1.

6. Devenir et comportement dans l’environnement

Le devenir et le comportement des gazoles et des kérosènes dans l’environnement, y compris leur répartition, leur persistance et leur bioaccumulation, sont semblables à ceux des gazoles et des kérosènes restreints aux industries, questions qui ont été examinées dans le document d’ECCC et de SC (2023a) et dans le document de référence d’ECCC (2022).

7. Potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement

7.1 Évaluation des effets sur l’environnement

7.1.1 Milieu aquatique

Les effets des gazoles et des kérosènes sur les organismes aquatiques ont déjà été traités dans le rapport d’évaluation des gazoles et kérosènes restreints aux industries (ECCC, SC 2023a) et dans le document de référence de cette évaluation (ECCC 2022). Toutefois, la toxicité aquatique des solvants d’hydrocarbures contenant des substances du groupe des GKUPDC est examinée ci‑dessous.

Les gazoles et les kérosènes peuvent être raffinés davantage pour produire des solvants d’hydrocarbures dont les plages de nombre d’atomes de carbone sont plus étroites et dont les teneurs en composés aromatiques dans diverses applications sont parfois plus faibles. La toxicité de 5 catégories de solvants à base d’hydrocarbures, telle que définie par la Hydrocarbon Solvents Producers Association et associée à des n^os CAS évalués dans le présent document d’évaluation (HSPA 2018), a été modélisée pour les eaux usées après leur traitement afin de déterminer dans quelle mesure le raffinage additionnel influe sur la toxicité de ces substances par rapport à celle des gazoles englobant la plage complète des carbones (par exemple, hydrocarbures de C₉ à C₃₀) (tableau 2-1 dans ECCC 2023). Les taux de charge sans effet observé (TCSEO) étaient compris entre 0,011 mg/L et 0,62 mg/L pour les solvants dont les teneurs maximales en composés aromatiques allaient de 2 % à 100 % en poids. Ces TCSEO sont moins dangereux que ceux associés aux gazoles de la plage complète dont les teneurs en composés aromatiques variaient de 20 % à 80 % en poids (0,004 mg/L à 0,014 mg/L; tableau 7-3 dans ECCC, SC 2023a). Par conséquent, on emploie la toxicité des gazoles englobant la plage complète pour estimer de manière prudente la toxicité des substances du groupe des GKUPDC, y compris celles qui sont utilisées comme solvants.

Comme les teneurs des gazoles et des kérosènes en composés aromatiques peuvent être différentes, ce qui influe sur leur toxicité, on a pris en compte les gazoles et les kérosènes à teneurs élevées et faibles en composés aromatiques pour calculer la valeur critique de toxicité (VCT). Une plage de teneurs de 20 % à 80 % en poids en composés aromatiques a été choisie pour représenter la plage générale des composés aromatiques présents dans les gazoles et les kérosènes (section 2). L’extrémité supérieure de cette plage ne s’applique pas à la plupart des kérosènes, car ceux-ci ont généralement une teneur maximale en composés aromatiques d’environ 30 % en poids (section 2). La toxicité chronique des kérosènes (point d’ébullition entre 150 et 290 °C) ayant une teneur en composés aromatiques de 30 % en poids a été modélisée à l’aide de PetroTox en mode faible résolution et s’est avérée être semblable à celle des gazoles et kérosènes à faible teneur en composés aromatiques (20 % en poids) (tableau 4-6 dans ECCC 2022). Par conséquent, on estime que la modélisation des gazoles et des kérosènes à faible teneur en composés aromatiques représente assez bien l’écotoxicité d’un kérosène à forte teneur en composés aromatiques.

Comme ces substances persisteront dans l’eau assez longtemps pour pouvoir causer une toxicité chronique (ECCC, SC 2023a), les valeurs de toxicité chronique aquatique ont été jugées les plus pertinentes pour le calcul de la VCT. On s’attend à ce que les hydrocarbures pétroliers, par exemple, les gazoles et les kérosènes, aient une toxicité similaire pour les espèces d’eau douce et les espèces marines, car ce sont des narcotiques non polaires et ils ne seront donc pas affectés par les sels dissous présents en plus grandes quantités dans l’eau de mer. Par conséquent, les données sur la toxicité aquatique pour les espèces d’eau douce et marines ont été prises en compte pour le choix de la VCT en milieu aquatique.

Les VCT pour l’espèce la plus sensible (Rhepoxynius abronius), qui ont été modélisées d’après la composition modélisée des gazoles et des kérosènes après un traitement des eaux usées, correspondent à un TCSEO de 0,004 mg/L pour les gazoles et les kérosènes à teneur élevée en composés aromatiques (80 %), et un TCSEO de 0,014 mg/L pour ces mêmes substances, mais à faible teneur en composés aromatiques (20 %) (tableau 7-3 dans ECCC, SC 2023a). Ces valeurs pour R. abronius sont à un ordre de grandeur près équivalentes à la plupart des valeurs de toxicité chronique obtenues pour les 6 autres espèces aquatiques modélisées (tableau 7-3 dans ECCC, SC 2023a). Ces valeurs ont été obtenues par modélisation en mode basse résolution, car elles se sont avérées semblables ou légèrement inférieures aux valeurs obtenues par modélisation en mode haute résolution avec les données disponibles sur la composition d’un gazole et d’un kérosène (tableau 7-4 dans ECCC, SC 2023a).

Comme la teneur maximale en composés aromatiques des gazoles et kérosènes utilisés comme auxiliaires technologiques dans les fabriques de papier était de 13 % en poids, comme il est décrit à la section 2, le TCSEO obtenu avec PetroTox (2011) pour R. abronius (0,022 mg/L), obtenu par modélisation comme il est décrit ci-dessus avec une teneur en composés aromatiques de 13 % en poids, est utilisé comme VCT pour le milieu aquatique dans le scénario des fabriques de papier (section 7.2.4).

Puisque les VCT sont les valeurs chroniques pour les espèces les plus sensibles, aucun facteur d’évaluation n’a été employé pour les transformer en concentrations estimées sans effet (CESE), de sorte que les CESE sont identiques aux VCT.

7.1.2 Sédiments

Les effets des gazoles et des kérosènes sur les organismes vivant dans les sédiments ont déjà été abordés dans le rapport d’évaluation des gazoles et des kérosènes restreints aux industries (ECCC, SC 2023a) et dans le document de référence de ce rapport d’évaluation (ECCC 2022).

Il n’a pas été possible de déterminer une VCT et une CESE pour les organismes vivant dans les sédiments, en raison du manque de données sur la toxicité des gazoles et des kérosènes pour ces organismes. On n’avait que des données sur les fluides de boue de forage à base de pétrole, qui ont une très faible teneur en composés aromatiques et ne sont donc pas nécessairement représentatifs des gazoles et des kérosènes.

7.1.3 Milieu terrestre

Les effets des gazoles et des kérosènes sur les organismes terrestres ont déjà été abordés dans le rapport d’évaluation des gazoles et des kérosènes restreints aux industries (ECCC, SC 2023a) et dans le document de référence de ce rapport d’évaluation (ECCC 2022).

Le Standard pancanadien relatif aux hydrocarbures pétroliers (CCME 2008) énonce des normes sur diverses substances pétrolières dans le sol, en fonction de leur toxicité pour un vaste éventail d’organismes terrestres (invertébrés, végétaux). Ces normes reposent sur 4 fractions des hydrocarbures pétroliers totaux : F1 (de C₆ à C₁₀), F2 (de C₁₁ à C₁₆), F3 (de C₁₇ à C₃₄) et F4 (de C₃₅ et plus), pour un ratio des composés aliphatiques/composés aromatiques présumé de 80:20. Les fractions 2 et 3 englobent la plage de nombres d’atomes de carbone des gazoles et des kérosènes. Ces normes sont également divisées en 4 catégories d’utilisation des terres (agricole, résidentielle, commerciale, industrielle) et 2 types de sol (sols à grains grossiers et sols à grains fins) pour déterminer des normes en matière d’assainissement. Les terres et les sols les plus sensibles sont habituellement des terres à vocation agricole dont les sols sont à grains grossiers. Les normes pour les fractions F2 et F3 dans les sols agricoles à grains grossiers sont de 150 et 300 mg/kg de poids sec de sol, respectivement (CCME 2008). Comme les gazoles pourraient appartenir à ces 2 catégories, la valeur la plus faible, soit 150 mg/kg poids sec de sol, est la VCT de F2 pour l’exposition terrestre. Cette même valeur est utilisée pour les kérosènes, car ceux-ci ressemblent pour la plupart aux substances de la fraction F2. Comme ces normes ont été élaborées pour protéger les principaux milieux récepteurs de l’environnement dans le sol (CCME 2008) et ont été choisies pour le scénario assurant la plus grande protection (c'est à dire pour les sols agricoles à grains grossiers), aucun facteur d’évaluation n’a été appliqué pour transformer la VCT en CESE.

7.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

D’après les données d’enquête disponibles (Environnement Canada 2012; ECCC 2016a, 2016b), les secteurs présentant le plus grand potentiel de rejet de substances du groupe des GKUPDC dans l’environnement seraient les suivants :

• préparation de lubrifiants et d’additifs pour lubrifiants;
• préparation de divers produits (c’est à dire les adjuvants de séparation huile-eau, les encres d’impression, les adhésifs et produits d’étanchéité, les auxiliaires technologiques, les produits disponibles aux consommateurs, les peintures et les revêtements) et l’application industrielle de certains produits formulés (par exemple, encres d’impression, adhésifs et produits d’étanchéité, peintures et revêtements);
• utilisation d’auxiliaires technologiques par les fabriques de papier;
• utilisation d’auxiliaires technologiques par les installations dans d’autres secteurs, y compris les plastiques et le caoutchouc, le métal fabriqué, la machinerie et l’équipement de transport;
• épandage de biosolides sur les sols agricoles.

Ces secteurs sont donc pris en compte dans les scénarios d’exposition décrits ci‑dessous.

7.2.1 Estimation de l’élimination des composants pétroliers lors du traitement des eaux usées

Le rejet des gazoles et des kérosènes par les installations industrielles entraîne généralement un rejet dans les systèmes qui traitent les eaux usées avant leur évacuation vers le milieu aquatique. La composition des gazoles ou des kérosènes qui subsistent après ce traitement sera différente de la composition originale.

La méthode des blocs d’hydrocarbures de la CONCAWE (1996b), décrite à la section 7.1.1 d’ECCC et SC (2023a), a servi à estimer la quantité d’hydrocarbures pétroliers éliminée lors du traitement des eaux usées, de façon à pouvoir déterminer la composition et la concentration de ces substances dans les effluents après le traitement des eaux usées. Le taux d’élimination estimé (90 %, en moyenne, pour les gazoles et les kérosènes dont la fraction massique en composés aromatiques est comprise entre 10 % et 80 %) a été utilisé pour calculer la concentration estimée dans l’environnement (CEE) des gazoles et des kérosènes dans les eaux réceptrices. Le taux d’élimination estimé de 90 % s’applique non seulement aux substances du groupe des GKUPDC, mais également à l’ensemble des 42 gazoles et kérosènes jugés prioritaires aux fins d’une évaluation, car la différence dans les estimations de l’élimination entre ces 2 groupes est négligeable (< 1 %).

7.2.2 Préparation de lubrifiants ou d’additifs pour lubrifiants

Dans les installations de préparation de lubrifiants ou d’additifs pour lubrifiants, les rejets se font principalement de façon indirecte (ces installations rejettent leurs eaux usées dans les égouts). Une CEE prudente a été estimée d’après les données de la plus grande installation canadienne, dont la capacité annuelle maximale de préparation de lubrifiant est inférieure à 1 000 000 tonnes/an (Environnement Canada 2012), pour un nombre estimé de 300 jours de production par année (ECB 2003). Le débit des rejets d’eaux usées de l’installation a été estimé à 333 300 L/j, selon un taux de rejet estimé de 100 L par tonne de lubrifiant fabriqué (OCDE 2004). La quantité de gazole et de kérosène pouvant être rejetée par cette installation dans les égouts a été estimée d’après le volume estimé d’eaux usées rejetées pour l’installation et la limite usuelle pour les rejets d’huiles et de graisses dans les égouts (15 mg/L dans le cas de Toronto [2019]). La quantité rejetée dans les eaux réceptrices a été estimée à 0,5 kg/j pour un taux d’élimination moyen estimé de 90 % lors du traitement des eaux usées, comme il est décrit plus haut. Pour calculer le volume d’eau quotidien, on a multiplié le débit des effluents dans le système local de traitement des eaux usées par le facteur de dilution des eaux réceptrices près du point de rejet. La CEE en milieu aquatique des substances du groupe des GKUPDC pour la préparation de lubrifiants ou d’additifs pour lubrifiants a ainsi été estimée à 3,3 µg/L, d’après le débit quotidien des eaux réceptrices de 151 millions L/j près du point de rejet du système local de traitement des eaux usées recevant les rejets de l’installation.

La CEE estimée est jugée très prudente, car elle repose sur le rejet le plus élevé possible estimé d’après la capacité de production maximale de la plus grande installation au Canada. Elle l’est d’autant plus, car cette CEE s’applique non seulement aux substances du groupe des GKUPDC, mais également à tous les 42 gazoles et kérosènes jugés prioritaires aux fins d’une évaluation. De plus, l’emploi de la limite des rejets d’huiles et de graisses dans les égouts dans les calculs suppose implicitement que les substances du groupe des GKUPDC constituent l’ensemble des huiles et des graisses rejetées, alors qu’en réalité elles ne représentent qu’une fraction des huiles et des graisses rejetées dans les égouts par ces installations.

7.2.3 Scénario générique de préparation de produits et d’utilisation industrielle

Un scénario générique de rejets indirects a été utilisé pour estimer l’exposition découlant de la préparation et/ou de l’application industrielle de divers produits (par exemple, les adjuvants de séparation huile-eau, les encres d’impression, les adhésifs et produits d’étanchéité, les produits disponibles aux consommateurs, et les peintures et revêtements). On présume que les installations concernées par ces activités rejettent indirectement leurs eaux usées traitées ou non traitées dans des usines d’épuration des eaux usées (STEU^{Note de bas de page 6} ) en vue d’un traitement final avant leur rejet dans le milieu aquatique. Ce scénario est basé sur les renseignements de l’installation qui utilise la plus grande quantité de substances du groupe des GKUPDC et qui devrait représenter le rejet possible le plus important de toutes les installations concernées.

On a estimé de manière prudente la quantité de substances du groupe des GKUPDC utilisée annuellement en visant à la fois les n^os CAS utilisés dans des produits disponibles aux consommateurs et les n^os CAS restreints aux industries. Pour estimer cette quantité, on a réparti au prorata les 26 n^os CAS dont l’utilisation a été rapportée dans le commerce au Canada (ECCC 2016a, 2016b) sous les 7 n^os CAS de gazoles prioritaires pour une évaluation pour lesquels des données sur les quantités utilisées ont été recueillies (Environnement Canada 2012). La quantité utilisée de ces 7 gazoles était comprise entre 1 000 000 et 10 000 000 kg/an (Environnement Canada 2012) et la moyenne logarithmique de cette plage, soit 3 162 000 kg/an, a été employée pour l’estimation.

Quantité utilisée annuellement = 3 162 000 kg/an × 26/7 » 12 000 000 kg/an

La quantité quotidienne de gazoles et de kérosènes rejetée dans les égouts a été estimée à 120 kg/j d’après un nombre estimé de 300 jours de production par année et un coefficient d’émission de 0,3 % (ECB 2003). On a supposé de manière prudente qu’il n’y avait pas de STEU sur place dans ces installations. Le taux d’élimination par le traitement hors site des eaux usées a été estimé à 90 %, comme il est mentionné plus haut. La quantité rejetée dans les eaux réceptrices a été estimée à 12 kg/j.

On estime la concentration maximale de gazoles et de kérosènes dans les eaux réceptrices en divisant la quantité quotidienne rejetée dans les eaux réceptrices par le STEU par le volume quotidien d’eau de dilution de 3 500 millions L/j (c’est à dire débit quotidien des eaux usées × taux de dilution des eaux réceptrices près du point de rejet), correspondant au site utilisant la plus grande quantité de gazoles et de kérosènes. La CEE en milieu aquatique pour le scénario de rejet indirect a donc été estimée à 3,5 µg/L. Cette estimation est jugée très prudente, car la quantité utilisée comprend à la fois les substances du groupe des GKUPDC et les gazoles et kérosènes dont les utilisations sont strictement industrielles (c’est à dire tous les gazoles et les kérosènes jugés prioritaires aux fins de l’évaluation). Les quantités de gazoles et de kérosènes utilisées à la fois par les consommateurs et par l’industrie sont généralement plus élevées que les quantités de ces substances utilisées uniquement dans des produits disponibles aux consommateurs.

7.2.4 Utilisation des auxiliaires technologiques par les fabriques de papier

Ce scénario d’exposition est basé sur le rejet d’auxiliaires technologiques utilisés dans les opérations de fabrication du papier. Il peut y avoir des rejets supplémentaires provenant du désencrage, une opération qui consiste à retirer les encres du papier en cours de recyclage, et cette question est traitée à la fin de la présente section.

Des données ont été présentées par les entreprises canadiennes qui fournissent des auxiliaires technologiques à l’industrie des pâtes et papiers, notamment en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2012) ainsi que pendant et après la consultation publique concernant l’ébauche d’évaluation initiale du Groupe des gazoles et des kérosènes (communication personnelle, courriels et documents présentés par les fournisseurs à ECCC, de juillet à décembre 2019; sans référence). Ces renseignements comprenaient les quantités de ventes annuelles aux différentes fabriques de papier et les fonctions spécifiques des auxiliaires technologiques, ainsi que les compositions par n^o CAS et les teneurs en composés aromatiques de leurs produits. Les fournisseurs ont indiqué que les auxiliaires technologiques ont une teneur maximale en composés aromatiques de 13 % en poids, bien que la plupart d’entre eux en contiennent moins de 5 % en poids. Les quantités vendues ont été utilisées comme estimations des quantités utilisées; elles étaient comprises entre moins de 1 000 et plus de 100 000 kg/an.

Au Canada, on a répertorié 16 fabriques de papier qui utilisent des auxiliaires technologiques contenant des substances du groupe des GKUPDC, selon les données soumises en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2012). Ces fabriques sont équipées, sur place, de systèmes de traitement secondaire des eaux usées, et les eaux usées traitées sont rejetées directement dans les eaux réceptrices, selon une base de données interne d’Environnement et Changement climatique Canada sur l’industrie des pâtes et papiers.

Une méthode de calcul du bilan massique a été utilisée pour estimer les CEE. Le principe de cette méthode est décrit dans le guide d’orientation de l’Agence européenne des produits chimiques (ECHA) pour l’évaluation de l’exposition environnementale (ECHA 2016). Une CEE a été calculée pour chacune des 16 fabriques de papier à l’aide de l’équation ci‑dessous :

$\mathrm{CEE}=\frac{{10}^9\times Q\times \mathrm{CE}\times \left(1-\mathrm{TR}\right)}{n\times \mathrm{DQ}\times \mathrm{TD}}$

où

CEE : concentration environnementale estimée, c’est à dire dans les eaux réceptrices, à proximité du point de rejet, µg/L;

Q : quantité annuelle d’une substance utilisée à une fabrique, kg/an;

CE : coefficient d’émission dans les eaux usées, fraction, sans unité;

TR : taux d’élimination par le traitement des eaux usées, sans unité;

n : nombre de jours de fonctionnement par année, jours/an;

DQ : débit quotidien des effluents d’eaux usées traitées, L/j;

TD : taux de dilution des eaux réceptrices près du point de rejet, sans unité;

10⁹ : facteur de conversion des kg en µg, µg/kg.

Le coefficient d’émission (CE) pour les gazoles et les kérosènes a été estimé à 0,18 d’après les hypothèses prudentes décrites ci‑dessous. Le reste (0,82) des gazoles et des kérosènes contenus dans des auxiliaires technologiques devrait se fixer sur les fibres de la pâte et s’évaporer lorsque les feuilles de papier sont séchées dans la machine à papier.

La figure 7-1 présente les entrées et les sorties du processus de fabrication du papier. Dans la fabrication du papier, un flux d’eau de traitement circule en boucle autour de la machine à papier. Ce flux d’eau, appelé eau blanche, est recyclé et mélangé à l’alimentation de la pâte. Pour éviter l’accumulation de produits chimiques, l’excès d’eau blanche est retiré de la boucle de recyclage et évacué vers le STEU. De l’eau fraîche est ajoutée pour maintenir l’équilibre de l’eau blanche. La quantité totale de substances du groupe des GKUPDC utilisée pendant la fabrication du papier est présumée se retrouver dans l’eau blanche et entrer dans l’alimentation en pâte par le circuit de recyclage de l’eau blanche.

Figure 7‑1. Bilan massique du processus de fabrication du papier pour l’estimation du coefficient d’émission

Par définition, le coefficient d’émission est le rapport de la quantité rejetée vers le STEU sur la quantité utilisée. La quantité de substances du groupe des GKUPDC utilisée dans la fabrication du papier est proportionnelle à sa concentration dans la pâte entrant dans la machine à papier. La quantité de substances du groupe des GKUPDC rejetée vers le STEU est proportionnelle à leur concentration dans l’excès d’eau blanche. On suppose que le débit volumétrique de la pâte est approximativement le même que celui de l’excès d’eau blanche. Cela permet d’estimer le coefficient d’émission comme étant le rapport entre la concentration des substances du groupe des GKUPDC dans l’excès d’eau blanche et celle de ces substances dans la pâte. Les gazoles et les kérosènes se présentent sous 2 formes : dissoute et solide. La concentration en phase solide peut être corrélée à la concentration dissoute, en supposant un partage équilibré entre les solides et l’eau. Ainsi, le coefficient d’émission CE est calculé comme suit :

$\mathrm{CE}=\frac{C_{\mathrm{excès}}}{C_{\mathrm{pâte}}}=\frac{C_{\mathrm{aq}}+C_{\mathrm{aq}}{K}_d{S}_{\mathrm{excès}}}{C_{\mathrm{aq}}+C_{\mathrm{aq}}{K}_d{S}_{\mathrm{pâte}}}=\frac{1+K_d{S}_{\mathrm{excès}}}{1+K_d{S}_{\mathrm{pâte}}}$

où

C_excès : concentration des substances du groupe des GKUPDC dans l’excès d’eau blanche, mg/L;

C_pâte : concentration des substances du groupe des GKUPDC dans la pâte, mg/L;

C_aq : concentration dissoute dans l’excès d’eau blanche ou la pâte, mg/L;

K_d : coefficient de partage solides-eau, L/kg;

S_excès : teneur en solides de l’excès d’eau blanche, kg/L;

S_pâte : teneur en solides de la pâte, kg/L.

La concentration dissoute (C_aq) est la même dans l’excès d’eau blanche que dans la pâte. Cela s’explique par le fait que la phase aqueuse est une phase commune en raison du recyclage constant de l’eau blanche.

La pâte est composée de 1 % à 5 % de solides, selon l’emplacement du circuit d’alimentation (Gavrilescu et al. 2008). La fibre de la pâte est une matière organique et constitue la majeure partie des solides. Le reste des solides est constitué de produits chimiques (par exemple, les charges) ajoutés pendant la fabrication du papier. Les gazoles et les kérosènes ont tendance à se fixer sur les matières organiques en raison de leur hydrophobie, et l’ampleur de la sorption est directement proportionnelle à la teneur en matières solides de la pâte. La teneur minimale en solides (1 %) a été utilisée dans ce scénario pour estimer la perte maximale vers l’excès d’eau blanche. Les solides présents dans l’eau blanche sont souvent éliminés par décantation. La teneur en solides dans l’excès d’eau blanche (S_excès) est de l’ordre de 0,03 % (Vurdiah 2015). Cette valeur (0,03 %) ainsi que la teneur en solides de la pâte (S_pâte = 1 %) ont été utilisées dans le calcul du coefficient d’émission.

Le coefficient de partage solides-eau (K_d) a été estimé à partir du coefficient de partage octanol-eau (K_oe). On a utilisé une corrélation empirique établie pour les solides dans les eaux usées (équation ci‑dessous; Dobbs et al. 1989). Les solides dans les eaux usées et la pâte sont équivalents les uns aux autres en ce qui concerne la capacité de sorption des produits chimiques organiques neutres tels que les gazoles et les kérosènes, en raison de la présence de matières organiques dans les 2 matrices. Par conséquent, l’utilisation de cette équation de corrélation pour la pâte est jugée appropriée.

Log K_d = 0,58 log K_oe + 1,14 + log f_mo

où

K_oe : coefficient de partage octanol-eau, sans unité;

f_mo : fraction de matières organiques dans les solides de la pâte, sans unité.

Les valeurs de log K_oe vont de 3,3 à 15 pour les hydrocarbures composant les gazoles et les kérosènes (section 3). La valeur la plus faible du log K_oe (3,3) a été retenue comme estimation supérieure du coefficient d’émission. Les solides de la pâte se composent de fibres (matières organiques) et de produits chimiques ajoutés. La quantité totale de produits chimiques ajoutée est inférieure à 50 %, en poids, des solides de la pâte (OCDE 2009) et la proportion de matières organiques (f_mo) est habituellement supérieure à 50 %, mais, par prudence, on a supposé qu’elle était de 50 % afin de calculer le coefficient d’émission le plus élevé possible. La combinaison de log K_oe (3,3) et de f_mo (50 %) a donné une valeur estimative inférieure de 2,75 pour la valeur du log K_d. En utilisant ces valeurs dans l’équation du coefficient d’émission (CE) ci-dessus, le coefficient d’émission le plus élevé possible a été estimé à 0,18.

On a estimé le taux moyen d’élimination des eaux usées à 90 %, comme il est décrit à la section 7.2.1. Les fabriques de pâtes et papiers fonctionnent normalement en continu tout au long de l’année, soit habituellement 350 jours par année (Environnement Canada 2014).

Le débit des effluents des 16 fabriques est compris entre moins de 10 millions L/j et plus de 100 millions L/j. Les plans d’eau récepteurs sont vastes et les effluents doivent parcourir une longue distance en aval avant d’être totalement dilués. On a utilisé une valeur par défaut de 10 fois le taux de dilution pour tenir compte de la dilution limitée à proximité du point de rejet.

Les CEE ont été calculées à l’aide de l’équation de la CEE ci‑dessus. Les CEE varient d’une fabrique à l’autre en raison des différences dans les quantités utilisées et les débits des effluents. Les CEE en milieu aquatique ainsi obtenues sont inférieures à 10 µg/L pour 15 des 16 fabriques, la 16^e fabrique ayant une CEE de 32 µg/L.

Le désencrage peut contribuer aux rejets d’une fabrique de papier si le désencrage et la fabrication du papier ont lieu dans la même fabrique. Certaines des substances du groupe des GKUPDC peuvent être contenues dans l’encre d’impression et rejetées lors du désencrage. Les rejets dus au désencrage devraient toutefois être négligeables pour un certain nombre de raisons, notamment :

• La plupart (jusqu’à 80 %) des gazoles et des kérosènes contenus dans les encres d’impression devraient se volatiliser après l’étape d’impression, de sorte que les produits en papier ont une teneur relativement faible en ces substances;
• La plupart des particules d’encre sont éliminées pendant le désencrage, avant le traitement des eaux usées par flottation, suivi d’une clarification, qui a un taux d’efficacité d’élimination d’environ 95 %;
• Les gazoles et les kérosènes sont éliminés dans les STEU à hauteur d’environ 90 %, comme nous l’avons vu précédemment.

Comme on prévoit des rejets négligeables de gazoles et de kérosènes lors du désencrage, ces rejets ne sont pas pris en compte dans le scénario d’exposition ci‑dessus pour les fabriques de papier.

7.2.5 Utilisation d’auxiliaires technologiques par des installations autres que les fabriques de papier

Certaines substances du groupe des GKUPDC sont présentes dans les auxiliaires technologiques utilisés par divers types d’installations industrielles autres que les fabriques de papier (Environnement Canada 2012; ECCC 2016a, 2016b). On peut les regrouper dans les 4 secteurs suivants : plastiques et caoutchouc, métal fabriqué, machinerie, et équipement de transport.

On a calculé les CEE en milieu aquatique en divisant la quantité quotidienne maximale possible de gazoles et de kérosènes (utilisés comme auxiliaires technologiques dans des installations autres que les fabriques de papier) par le volume quotidien d’eau de dilution (tableau 7-2). La quantité quotidienne maximale possible de gazoles et de kérosènes est une quantité moyenne rejetée dans le milieu aquatique par une installation industrielle. C’est le produit de la quantité quotidienne maximale possible rejetée à l’égout par la fraction non éliminée après le traitement des eaux usées.

La quantité maximale possible de rejets quotidiens dans les égouts est le produit de la concentration maximale possible de gazoles et de kérosènes dans les eaux usées rejetées dans les égouts et du volume quotidien d’eaux usées rejeté par une installation. On a supposé que la concentration maximale possible correspondait à une limite courante pour les rejets d’huiles et de graisses dans les égouts municipaux en Ontario (15 mg/L à Toronto [2019]), où se trouvent 70 % des installations industrielles autres que des fabriques de papier, selon les données de l’enquête menée en vertu de l’article 71 (Environnement Canada 2012). L’emploi des limites de rejet d’huiles et de graisses dans les égouts constitue une hypothèse prudente, car les gazoles et kérosènes ne représentent qu’une fraction des huiles et des graisses rejetées par ces installations.

Le volume quotidien d’eaux usées rejeté par un établissement (tableau 7-1) a été estimé à partir de plusieurs ensembles de données, notamment le volume annuel total d’eaux usées rejetées par les 4 secteurs industriels mentionnés plus haut (Statistique Canada 2009), le nombre total d’établissements^{Note de bas de page 7} (Industrie Canada 2012) et le nombre estimé de jours d’exploitation par année (250 jours/an). Ce volume de rejet moyen par établissement est estimé à partir du volume de rejet par établissement.

          Volume quotidien d’eaux usées rejeté par une installation

          = volume quotidien d’eaux usées rejeté par un établissement

          = (volume annuel total d’eaux usées rejeté / nombre de jours d’exploitation par année) / nombre total d’établissements)

          = (59 600 millions L/an / 250 jours/an) / 11 883 installations

          = 20 062 L/j par installation

La quantité quotidienne maximale de gazoles et kérosènes restreints aux industries qui est rejetée dans les égouts par une installation a été estimée à 0,30 kg/j d’après la quantité d’eaux usées rejetée quotidiennement par une installation et la limite de la quantité d’huiles et de graisses dans les égouts. La quantité rejetée dans les eaux réceptrices a été estimée à 0,03 kg/j après l’application du taux d’élimination moyen par le traitement des eaux usées de 90 %.

On a calculé la distribution des CEE, reflétant les différences dans les débits des effluents des STEU et la dilution des eaux réceptrices (tableau 7-2). La distribution estimée des CEE est très prudente et s’applique non seulement aux substances du groupe des GKUPDC, mais également à tous les 42 gazoles et kérosènes jugés prioritaires aux fins de l’évaluation (section 4).

^a On calcule le volume quotidien d’eau de dilution en multipliant le débit des effluents du système de traitement des eaux usées par le facteur de dilution des eaux réceptrices près du point de rejet.

7.2.6 Exposition des sols agricoles due à l’épandage de biosolides

Les biosolides produits lors du traitement des eaux usées peuvent être épandus dans les champs agricoles, comme amendement de sol. Une approche décrite par l’ECHA (2016) a été utilisée pour estimer de manière prudente l’exposition des sols aux substances du groupe des GKUPDC (CEE_sol, mg/kg). Cette estimation est très prudente, car elle est basée sur les quantités utilisées de tous les 42 gazoles et kérosènes jugés prioritaires aux fins de l’évaluation, comme il est décrit ci-dessous et à la section 7.2.3.

${\mathrm{CEE}}_{\mathrm{sol}}=\frac{C_s\times A\times n}{d\times \rho }$

On a supposé une accumulation pendant 10 années consécutives (n) de gazoles et kérosènes restreints aux industries dans la couche supérieure de 0,2 m de sol (d) ayant une masse volumique à sec de 1 200 kg/m³ (ρ), cette dernière étant une valeur générique (Williams 1999). La limite maximale annuelle de la quantité de biosolides pouvant être épandus au Canada (A) est de 0,83 kg/m²-an (Alberta Environnement 2001). Les pertes par dégradation, volatilisation, lessivage ou ruissellement ont été supposées nulles; les valeurs estimatives de la CEE_sol sont donc prudentes.

La concentration maximale de gazoles et de kérosènes dans les biosolides (C_s, mg/kg) a été calculée d’après la quantité maximale (120 kg/j) estimée qui est rejetée dans les égouts par le plus important préparateur ou utilisateur industriel (section 7.2.3). En supposant que toute la quantité éliminée (90 %) l’a été par sorption sur les boues, on a calculé que la quantité résultante dans les biosolides était de 110 kg/j. On a estimé que la quantité de biosolides produite par jour était de 36 400 kg/j d’après le débit d’eaux usées de 350 millions L/j associé au plus important préparateur ou utilisateur industriel, et pour un taux moyen de production de biosolides de 104 mg/L d’eaux usées, selon les données de terrain obtenues de plusieurs systèmes de traitement secondaire au Canada (Kim et al. 2013). La valeur calculée de C_s était de 3 000 mg/kg (110 kg/j / 36 400 kg/j). La CEE résultante dans le sol a été estimée à 103 mg/kg en poids sec. Cette CEE est très prudente, car elle s’applique à tous les 42 gazoles et kérosènes jugés prioritaires aux fins d’une évaluation, plutôt qu’à ceux qui sont uniquement présents dans des produits disponibles aux consommateurs.

7.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

L’approche adoptée dans cette évaluation environnementale consistait à examiner les données facilement disponibles et à formuler des conclusions au moyen d’une approche fondée sur le poids de la preuve et le principe de prudence. Des renseignements ont été obtenus pour déterminer le potentiel des substances du groupe des GKUPDC de présenter des risques pour l’environnement canadien. Les sources de données prises en compte comprennent celles qui ont été examinées pour la présente évaluation et qui étayent la caractérisation des risques pour l’environnement canadien. Nous avons également pris en compte, le cas échéant, des éléments de preuves secondaires ou indirects fiables, dont les classements du danger ou les caractéristiques du devenir déterminés par d’autres organismes de réglementation.

7.3.1 Analyse des quotients de risque

Des analyses des quotients de risque (QR) ont été réalisées. Il s’agissait de comparer les diverses estimations de l’exposition (CEE; voir la section Évaluation de l’exposition de l’environnement) avec les renseignements sur l’écotoxicité (CESE; voir la section Évaluation des effets sur l’environnement), afin de déterminer s’il existe un risque pour l’environnement au Canada. On calcule les quotients de risque (QR) en divisant la CEE par la CESE pour les milieux environnementaux pertinents et les scénarios d’exposition associés (tableau 7-3).

Abréviation : s.o. = sans objet; p.s. = poids sec.
^a La CESE pour les substances à faible teneur en composés aromatiques était basée sur une teneur en composés aromatiques de 13 % en poids pour l’utilisation des auxiliaires technologiques dans les fabriques de papier, et de 20 % en poids pour les autres secteurs industriels.
^b D’après le standard pancanadien pour les hydrocarbures pétroliers supérieurs à C₁₀ à C₁₆, dont le ratio des composés aliphatiques/composés aromatiques est de 80:20.

Comme le montre le tableau 7-3, les QR sont principalement inférieurs à 1, ce qui indique un faible potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement, à l’exception des cas suivants : 1 fabrique sur les 16 fabriques de papier (c’est à dire 6 % des fabriques) qui emploient des auxiliaires technologiques avait un QR de 1,4, alors que le QR maximal était de 1,6 dans le scénario d’utilisation d’auxiliaires technologiques par d’autres secteurs industriels. En ce qui concerne les auxiliaires technologiques utilisés par les fabriques de papier, on ne considère pas que ce QR indique un risque réel pour l’environnement, en raison des nombreuses hypothèses prudentes formulées dans ce scénario (comme nous l’avons décrit à la section 7.2.4). Ces hypothèses prudentes comprennent l’utilisation d’une faible valeur log K_oe de 3,3 pour surestimer les rejets dans les eaux usées, alors qu’en fait les valeurs log K_oe pour les composants des gazoles et des kérosènes varient de 3,3 à 15 (tableaux 3-1 et 3-2), en supposant une valeur relativement faible pour la fraction de matières organiques présente dans les solides de la pâte, ce qui surestime également les rejets dans les eaux usées. De plus, on a utilisé une valeur de 13 % comme teneur maximale en composés aromatiques dans les auxiliaires technologiques, alors qu’en fait ces auxiliaires technologiques ont une teneur en composés aromatiques inférieure à 5 % (communication personnelle, courriels et documents présentés par les fournisseurs à ECCC, de juillet à décembre 2019; sans référence). Pour le scénario « utilisation d’auxiliaires technologiques par d’autres secteurs industriels », moins de 5 % de ces installations ont des QR légèrement supérieurs à 1 pour le scénario de teneur élevée en composés aromatiques seulement. Toutefois, les QR réels devraient être inférieurs à 1, compte tenu du fait que les scénarios d’exposition sont très prudents, car ils sont basés sur des données d’utilisation pour l’ensemble de 42 gazoles et kérosènes jugés prioritaires aux fins de l’évaluation, plutôt que les données portant uniquement sur les substances du groupe des GKUPDC. Ce scénario comporte également d’autres hypothèses prudentes, notamment que les substances du groupe des GKUPDC représentent la totalité des huiles et des graisses rejetées dans les égouts, alors qu’elles ne constituent en réalité qu’une fraction de celles qui sont rejetées par ces installations (section 7.2).

Les QR sont inférieurs à 1 pour les installations utilisant des substances du groupe des GKUPDC à faible teneur en composés aromatiques (20 %), ce qui indique qu’elles sont peu préoccupantes dans ces scénarios.

7.3.2 Examen des données probantes

Afin de caractériser les risques pour l’environnement associés aux substances du groupe des GKUPDC, nous avons examiné les renseignements techniques provenant de diverses sources de données (comme nous l’avons décrit dans les sections pertinentes du présent rapport) et nous les avons pondérés qualitativement. Les principaux éléments de preuve étayant la conclusion de l’évaluation sont présentés dans le tableau 7-4 ci‑dessous, accompagnés d’une analyse globale du poids de la preuve. Le niveau de confiance désigne l’influence combinée de plusieurs paramètres : qualité et variabilité des données, lacunes dans les données, causalité, plausibilité et toute extrapolation requise dans les éléments de preuve. La pertinence indique dans quelle mesure un élément de preuve ou une donnée probante permet de déterminer les effets nocifs possibles sur l’environnement au Canada. Les facteurs de qualification utilisés dans l’analyse varient de faibles à élevés et la pondération de chaque donnée varie sur une échelle de 5 possibilités. Les cotes de classement de qualification utilisées dans l’analyse varient de faible à élevée et la pondération de chaque donnée varie sur une échelle de 5 possibilités.

^a Le degré de confiance est déterminé en fonction de la qualité des données, de leur variabilité, de leur pertinence au vu de l’utilisation envisagée, et des lacunes dans les données.
^b La pertinence désigne l’incidence de l’élément de preuve ou de la donnée probante dans l’évaluation.
^c Un facteur de pondération est appliqué à chaque élément de preuve, selon le niveau combiné de confiance et de pertinence dans l’évaluation.

7.3.3 Pondération et détermination du potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement au Canada

Les gazoles et les kérosènes contiennent des composants (par exemple, les HAP) qui peuvent persister dans l’air et être transportés à grande distance vers des régions éloignées. Ils contiennent également des composants qui peuvent persister dans le sol, l’eau ou les sédiments, augmentant ainsi la durée de l’exposition des organismes à ces substances. On s’attend également à ce que les gazoles et les kérosènes évalués dans le présent rapport contiennent des composants hautement bioaccumulables, comme les HAP et les HAP alkylés. Selon certaines études, les HAP d’origine ne s’amplifieront probablement pas dans les réseaux trophiques. Cependant, il existe certaines preuves que les HAP alkylés le pourraient. De plus, les HAP et les HAP alkylés peuvent s’accumuler dans les invertébrés aquatiques, car ceux‑ci sont incapables de métaboliser efficacement les composés aromatiques.

On a obtenu par modélisation les CESE chez les organismes aquatiques avec le logiciel PetroTox (2011) en utilisant la composition estimative des gazoles et des kérosènes dans les eaux usées après leur traitement. Les données de toxicité chronique modélisées, sans le traitement des eaux usées avec PetroTox, correspondent aux données empiriques limitées sur l’écotoxicité des gazoles et des kérosènes, ce qui confère de la crédibilité aux valeurs modélisées. La plupart des TCSEO chroniques modélisés et empiriques des gazoles et kérosènes à teneurs faible et élevée en composés aromatiques sont inférieurs à 0,1 mg/L, ce qui indique que les gazoles et les kérosènes ont une toxicité chronique élevée pour les organismes aquatiques. Ces substances persisteront dans l’eau assez longtemps pour causer une toxicité chronique et elles sont rejetées de façon continue par l’industrie. La fourchette des taux de rejets des eaux usées et le taux d’élimination moyen de 90 % par le traitement des eaux usées contenant des gazoles et des kérosènes sont jugés fiables, car les taux de rejets des eaux usées correspondent aux moyennes canadiennes mesurées. Le taux d’élimination modélisé est étayé par les données de surveillance et est cohérent avec les propriétés physico-chimiques des gazoles et des kérosènes (par exemple, valeurs log K_oe et K_co élevées pour de nombreuses structures représentatives). La principale inconnue dans certains de ces scénarios est la teneur en composés aromatiques des gazoles et des kérosènes, et, pour cette raison, des scénarios avec teneurs élevée et faible en composés aromatiques ont été examinés, le cas échéant. Bien qu’il soit admis que les gazoles et les kérosènes puissent être raffinés en solvants dont les plages de nombre d’atomes de carbone et des teneurs en composés aromatiques varient de valeurs très faibles (< 2 %) à très élevées (80 % à 100 %), les valeurs estimatives de la toxicité des solvants ayant différentes plages de nombre d’atomes de carbone et de teneurs maximales en composés aromatiques indiquent que le danger associé est semblable ou inférieur à celui des gazoles et des kérosènes ayant une plage complète de nombre d’atomes de carbone (section 7.1.1). Par conséquent, les CESE calculées pour les gazoles et les kérosènes de toute la plage de nombre d’atomes de carbone constituent une estimation prudente des risques associés aux substances du groupe des GKUPDC évaluées dans le présent rapport (annexe A), y compris lorsqu’ils sont utilisés comme solvants.

Des plages de QR de < 0,01 à 1,4 et de < 0,01 à 1,6 ont été obtenues pour les scénarios d’utilisation d’auxiliaires technologiques par les fabriques de papier et par d’autres secteurs industriels, respectivement (tableau 7-3). Toutefois, en raison des hypothèses prudentes utilisées dans ces scénarios d’exposition, comme il est indiqué à la section 7.3.1, on estime que ces QR sont surestimés et que le risque pour l’environnement est faible. De plus, pour ce qui est du scénario d’« utilisation d’auxiliaires technologiques par d’autres secteurs industriels », les QR supérieurs à 1 ont été estimés uniquement pour des substances à teneur élevée en composés aromatiques, bien que des substances du groupe des GKUPDC à faible teneur en composés aromatiques peuvent souvent être utilisées. À la lumière des renseignements reçus (section 7.2.4), la teneur en composés aromatiques des auxiliaires technologiques utilisés dans les fabriques de papier est de 13 %, en poids, ou moins. Cependant, si les auxiliaires technologiques utilisés dans les fabriques de papier avaient une teneur en composés aromatiques supérieure à 13 %, en poids, ils pourraient avoir des effets nocifs pour l’environnement. Pour tous les autres scénarios d’exposition, les QR étaient inférieurs à 1, ce qui indique un faible potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement aux concentrations d’exposition actuelles. D’après les renseignements présentés plus haut, il est peu probable que les substances du groupe des GKUPDC provoquent des effets nocifs pour les organismes au Canada.

7.3.4 Sensibilité de la conclusion compte tenu des principales incertitudes

La composition des gazoles et kérosènes, définie par les proportions des catégories de produits chimiques aliphatiques et aromatiques, varie grandement en raison des différences de composition naturelles ainsi que du type de traitement qu’ils subissent, de sorte que la teneur en composés aromatiques peut varier de manière significative pour un même n^o CAS. Il n’est pas certain que, dans le cas de certaines installations industrielles, la variation normale d’un même produit provenant d’un même fabricant englobe une grande plage de teneurs en composés aromatiques. Cela est important, car la teneur en composés aromatiques influe sur la toxicité des gazoles et kérosènes (section 7.1). Pour lever cette incertitude, on a réalisé des analyses du risque associé aux utilisations industrielles en tenant compte d’une plage de teneurs en composés aromatiques, lorsqu’il y avait lieu de le faire. Cependant, le manque de données sur la teneur en composés aromatiques n’aurait aucune influence sur les résultats dans la plupart des scénarios (par exemple, scénario pour la préparation de lubrifiants et d’additifs pour lubrifiants, et scénario générique de rejets indirects), car le niveau de risque était plus faible dans ces scénarios, même avec des gazoles et kérosènes à teneur élevée en composés aromatiques.

Le standard pancanadien relatif aux hydrocarbures pétroliers dans le sol (CCME 2008) suppose un ratio de composés aromatiques/composés aliphatiques de 20:80. Comme les hydrocarbures aromatiques se sont avérés être les principaux responsables de la toxicité chez les lombrics (Cermak 2013), cette norme devrait censément assurer une protection contre la toxicité des gazoles et kérosènes dont la teneur en composés aromatiques est inférieure à 20 %. Dans le cas des gazoles et kérosènes à teneur élevée en composés aromatiques, la norme assurerait probablement une protection moindre. Cependant, comme le QR dans le sol était inférieur à 1, d’après la norme pour la fraction 2 (plage de nombre d’atomes de carbone variant de plus de C₁₀ à C₁₆), ce qui est une hypothèse prudente pour les gazoles et les kérosènes, car elle correspond uniquement à la partie plus toxique et à faible nombre d’atomes de carbone de la plage, on estime que cette incertitude n’a pas d’incidence sur la conclusion proposée.

Certains des composants des substances du groupe des GKUPDC rejetées dans l’eau devraient se répartir dans les sédiments et s’accumuler au fil du temps, certaines de ces substances devenant persistantes dans les sédiments. Il n’a pas été possible de déterminer les risques pour les organismes qui vivent dans les sédiments, en raison du manque de données sur les concentrations environnementales dans les sédiments près des points de rejet des effluents et sur la toxicité des gazoles et kérosènes pour les organismes exposés aux sédiments.

Comme il y avait très peu de données sur les quantités utilisées des substances du groupe des GKUPDC, nous avons employé, aux fins de l’évaluation de l’exposition de l’environnement, les données sur les quantités moyennes de 7 gazoles dont la plupart sont utilisés par les industries et les consommateurs. Ces quantités devraient donc être supérieures aux seules quantités employées par les consommateurs (section 7.2.3). De plus, on a présumé, dans les calculs de l’exposition, que les rejets de substances du groupe des GKUPDC atteignaient la limite de rejet dans les égouts de toutes les huiles et les graisses, même si ces substances ne représentaient qu’une fraction des huiles et des graisses rejetées par ces installations. On a ainsi obtenu des valeurs très prudentes de CEE et de QR, ce qui renforce la conclusion proposée qu’il est peu probable que les substances du groupe des GKUPDC aient des effets nocifs pour l’environnement au Canada.

8. Potentiel d’effets nocifs pour la santé humaine

Aux fins de l’évaluation des risques pour la santé humaine, les 16 substances du groupe des GKUPDC ont été séparées en 2 sous-groupes, dont les propriétés toxicologiques étaient similaires (voir la section 8.2 pour plus de détails).

8.1 Évaluation de l’exposition

Dans le présent rapport, l’évaluation des effets de l’exposition sur la santé humaine vise à caractériser l’exposition de la population générale aux substances du groupe des GKUPDC découlant de l’utilisation de produits disponibles aux consommateurs, ainsi que l’exposition par les milieux environnementaux et les aliments. Nous avons déjà évalué l’exposition aux gazoles et kérosènes restreints aux industries et aux installations, ainsi que l’exposition découlant de certaines utilisations comme combustible (Environnement Canada, Santé Canada 2011, 2013, 2014, 2015; ECCC, SC 2023a).

8.1.1 Milieux environnementaux et aliments

Milieux environnementaux

Les substances du groupe des GKUPDC peuvent être rejetées dans l’environnement lors d’activités associées à la production et au transport, et à la suite d’utilisations commerciales ou industrielles, ou par les consommateurs. La section 7.2 fournit les activités qui présentent le plus grand potentiel de rejet de ces substances dans l’environnement, à savoir la préparation de lubrifiants ou d’additifs pour lubrifiants, l’application industrielle de certains produits préparés, l’utilisation d’auxiliaires technologiques par les installations dans certains secteurs (dont l’industrie papetière) et l’épandage de biosolides sur les sols agricoles. Il peut y avoir également des rejets dans l’air ambiant découlant d’activités industrielles et commerciales. En contexte industriel, les eaux usées contenant des gazoles et des kérosènes sont habituellement traitées, mais des gazoles et des kérosènes résiduels peuvent être rejetés dans les eaux traitées et se déverser dans les cours d’eau et les lacs. De plus, il peut y avoir des déversements de gazoles et de kérosènes pendant leur transport à des fins d’utilisation industrielle. Comme il est décrit à la section 5, les rejets potentiels par déversement ont été abordés dans l’évaluation des gazoles et des kérosènes restreints aux industries (ECCC, SC 2023a) et ne sont pas traités plus avant dans la présente évaluation.

Des recherches effectuées dans la littérature scientifique n’ont permis de trouver aucune donnée canadienne ou étrangère récente sur les concentrations des substances du groupe des GKUPDC dans l’air intérieur ou extérieur, l’eau, la poussière ou les sols.

L’absorption possible de substances des sous-groupes 1 et 2 des GKUPDC par l’air ambiant est décrite ci-dessous dans les sections 8.1.1.1 et 8.1.1.2, respectivement.

Les substances du groupe des GKUPDC peuvent être rejetées dans le milieu aquatique par les effluents d’eaux usées de source industrielle, comme décrit à la section 7.2. Comme il n’y a pas de données sur la surveillance des eaux de surface ou de l’eau potable pour l’ensemble des substances du groupe des GKUPDC, on a utilisé la concentration estimée des substances dans les eaux de surface comme valeur de substitution pour l’eau potable. Plus précisément, on a utilisé la CEE la plus élevée pour les milieux aquatiques associés aux utilisations industrielles, calculée à la section 7.2, soit 32 µg/L (utilisation d’auxiliaires technologiques par les fabriques de papier). La fourchette des CEE exposée à la section 7.2 représente les concentrations possibles de ces gazoles et kérosènes dans un plan d’eau récepteur à proximité du point de rejet d’un STEU. Il est probable que ces scénarios, élaborés aux fins de l’évaluation de l’exposition de l’environnement, sont trop prudents étant donné le contexte de l’exposition par l’eau potable, qui pourrait se produire en aval plutôt qu’au point de rejet. Un des principaux paramètres d’entrée dans ces scénarios, à la section 7.2, est un facteur de dilution de 10 pour tenir compte de la dilution limitée près du point de rejet. Toutefois, l’application d’un tel facteur de dilution ne serait probablement pas représentative d’un scénario réaliste pour évaluer l’exposition par l’eau potable plus en aval, et pourrait entraîner une surestimation de la concentration réelle dans l’eau potable. L’estimation de la dose quotidienne maximale des substances du groupe des GKUPDC dans l’eau potable pour les nourrissons nourris aux préparations pour nourrissons (0 à 5 mois; dose découlant de l’ajout d’eau potable dans la préparation) a une valeur calculée de 0,0042 mg/kg p.c./j, établie à l’aide de la CEE en milieu aquatique pour les applications industrielles de 32 µg/L (section 7.2), d’un poids corporel de 6,3 kg (annexe D) et d’une consommation de 0,826 L/j de cette préparation (Santé Canada [modifié en 2022]). La dose quotidienne estimée s’applique à tous les n^os CAS visés par la présente évaluation. Pour ce qui est des doses quotidiennes combinées estimées dans les sections 8.3.1.1 et 8.3.2.1, la dose quotidienne découlant de la consommation d’eau potable pour les nourrissons de 1 an (0,00105 mg/kg p.c./j) est retenue, au lieu de la valeur plus élevée pour les nourrissons de 0 à 5 mois nourris aux préparations pour nourrissons, car les nourrissons de 1 an représentent le groupe d’âge le plus exposé pour ce qui est de la consommation par poids (mg/kg p.c./j) lorsque les doses quotidiennes découlant de l’exposition aux milieux environnementaux et aux aliments sont combinées pour chaque groupe d’âge.

Les conséquences de la présence possible d’HAP et de BTEX dans l’eau potable sont traitées à la section 8.3.3.

Il ne devrait pas y avoir de rejets directs dans le sol. Les biosolides produits lors du traitement des eaux usées peuvent contenir ces substances et pourraient être épandus sur les terres agricoles (section 7.2.6), mais on ne prévoit pas que cette application entraînera une exposition importante de la population générale, car on estime que la CEE résultante dans le sol serait de l’ordre des ppm, ce qui est jugé très prudent, et parce que la population générale ne serait probablement pas exposée directement à un sol agricole.

8.1.1.1 Sous-groupe 1 (hydrocarbures en C₉ à C₂₅ contenant principalement des composés aliphatiques)

Une des substances du sous-groupe 1 des GKUPDC, soit le n^o CAS 64742-47-8, a été visée par l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP) (INRP 2021). À la lumière des renseignements présentés à l’INRP, les populations qui vivent près de ces installations pourraient être exposées à cette substance par inhalation. Le modèle SCREEN3, un modèle de dispersion atmosphérique de niveau 1 mis au point par l’US EPA (SCREEN3 2013), a été utilisé pour estimer la concentration possible des substances de ce groupe dans l’air ambiant.

Pour déterminer les concentrations (valeur estimative quotidienne maximale et valeur estimative annuelle moyenne) dans l’air ambiant auxquelles la population générale pourrait être exposée, on a pris en compte les quantités rejetées et la distance séparant l’installation déclarante des zones résidentielles voisines, d’après les rejets déclarés pour les 5 dernières années (2017 à 2021). Les concentrations estimatives maximales ont été calculées pour une installation qui a rejeté 161 tonnes du n^o CAS 64742-47-8 pour l’année de déclaration 2017, et il a été déterminé que les zones résidentielles se trouvaient à 350 m du point de rejet (INRP 2018). À l’aide des taux de rejets et des facteurs d’exposition décrits dans le tableau D-2 de l’annexe D, on a établi les concentrations moyennes quotidienne et annuelle du n^o CAS 64742-47-8 dans l’air ambiant, découlant des rejets d’une installation située à une distance de 350 m, soit à 0,54 et 0,27 mg/m³, respectivement. En supposant une absorption générale de 100 % par inhalation, ces concentrations représentent une dose quotidienne possible variant de 0,11 mg/kg p.c./j (chez les adultes, 19 ans et plus) à 0,32 mg/kg p.c./j (chez les nourrissons, 1 an), d’après la concentration moyenne quotidienne, et de 0,055 mg/kg p.c./j (chez les adultes, 19 ans et plus) à 0,16 mg/kg p.c./j (chez les nourrissons, 1 an), d’après la concentration moyenne annuelle. Dans la présente évaluation, comme les concentrations estimées du n^o CAS 64742-47-8 dans l’air devraient être les plus élevées à proximité d’une zone résidentielle, d’après les données de l’INRP disponibles pour 5 années consécutives (2017 à 2021), les doses estimatives respectives sont considérées comme les valeurs représentatives globales prudentes de l’exposition de l’environnement aux gazoles et kérosènes du sous‑groupe 1. L’annexe D présente de plus amples renseignements sur les facteurs et paramètres d’exposition utilisés pour calculer les concentrations dans l’air et estimer les doses.

8.1.1.2 Sous-groupe 2 (hydrocarbures en C₉ à C₁₆ contenant principalement des composés aromatiques)

Une des substances du sous-groupe 2 des GKUPDC, le n^o CAS 64742-94-5, a été visée par l’INRP (INRP 2021). À la lumière des renseignements présentés à l’INRP, les populations qui vivent près de ces installations pourraient être exposées à cette substance par inhalation. Le modèle SCREEN3, un modèle de dispersion atmosphérique de niveau 1 mis au point par l’EPA (SCREEN3 2013), a été utilisé pour estimer la concentration possible des substances de ce groupe dans l’air ambiant.

Pour déterminer les concentrations (valeurs estimatives quotidienne maximale et annuelle moyenne) dans l’air ambiant auxquelles la population générale pourrait être exposée, on a pris en compte les quantités rejetées et la distance séparant l’installation déclarante des zones résidentielles voisines, d’après les rejets déclarés pour 5 années consécutives (2017 à 2021). Les concentrations estimées ont été les plus élevées pour une installation qui a rejeté 57 tonnes du n^o CAS 64742-94-5 au cours de cette même année, et les résidences se trouvaient à une distance de 400 m (INRP 2020). À l’aide des taux de rejets et des facteurs d’exposition décrits dans le tableau D‑2 de l’annexe D, les concentrations moyennes quotidiennes et annuelles du n^o CAS 64742-94-5 dans l’air ambiant, découlant des rejets de l’installation dans l’air à une distance de 400 m, ont été estimées à 0,078 et 0,039 mg/m³, respectivement. En supposant une absorption générale de 100 % par inhalation, ces concentrations représentent une dose quotidienne possible variant de 0,034 mg/kg p.c./j (adultes, 19 ans et +) à 0,12 mg/kg p.c./j (nourrissons, 1 an), d’après la concentration moyenne quotidienne, et variant de 0, 017 mg/kg p.c./j (adultes, 19 ans et +) à 0,058 mg/kg p.c./j (nourrissons, 1 an), d’après la concentration moyenne annuelle. Dans la présente évaluation, comme les concentrations estimées du n^o CAS 64742-94-5 dans l’air devraient être les plus élevées à proximité d’une zone résidentielle, d’après les données de l’INRP disponibles pour 5 années consécutives (2017 à 2021), les estimations de dose sont considérées comme des valeurs représentatives globales prudentes de l’exposition de l’environnement aux gazoles et kérosènes du sous‑groupe 1.

L’annexe D présente de plus amples renseignements sur les facteurs et paramètres d’exposition utilisés pour calculer les concentrations dans l’air et les doses estimées.

Aliments

8.1.1.3 Sous-groupe 1 (hydrocarbures en C₉ à C₂₅ contenant principalement des composés aliphatiques)

Dans une analyse des 10 substances du groupe des GKUPDC pouvant être présentes dans des emballages alimentaires et/ou des additifs indirects, on a relevé 3 substances du sous-groupe 1 (n^os CAS 64741-44-2, 64742-46-7 et 64742-47-8) qui pourraient être utilisées comme composants dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire et donc entrer en contact direct avec les aliments, entraînant une exposition possible égale ou supérieure à 25 ng/kg p.c./j (2,5 × 10^-5 mg/kg p.c./j). Le n^o CAS 64742-47-8 peut également être utilisé comme solvant dans la fabrication de gants en vinyle qui sont utilisés dans l’industrie de l’emballage alimentaire. Les doses quotidiennes probables (DJP) de ces substances ont été estimées à 0,33, 0,26 et 0,029 µg/kg p.c./j (3,3 × 10^-4, 2,6 × 10^-4 et 2,9 × 10^-5 mg/kg p.c./j), respectivement. Comme il n’y avait pas de données sur la migration de ces substances permettant de mieux estimer l’exposition, on a supposé les scénarios du pire cas et, par conséquent, ces estimations doivent être considérées comme prudentes (communication personnelle, courriels de la DA, SC, au BERSE, SC, novembre 2017 et d’avril à juin 2022; sans référence).

Pour les autres substances du sous-groupe 1 qui pourraient entrer dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire et occasionner un contact direct avec les aliments (n^os CAS 64742-14-9, 64742-94-5 et 64742-96-7), on estime que l’exposition est inférieure à 25 ng/kg p.c./j (2,5 × 10^-5 mg/kg p.c./j). De plus, l’exposition par voie orale aux n^os CAS 8008-20-6, 64742-81-0 et 64771-72-8 par les emballages alimentaires (sans contact avec les aliments) et aux n^os CAS 64742-46-7, 64742-47-8, 64742-81-0, 64742-94-5, 64771-72-8 et 68477-31-6, en raison de leur utilisation possible comme composants dans les additifs indirects, est jugée inférieure à la même limite (communication personnelle, courriels de la DA, SC, au BERSE, SC, novembre 2017 et avril 2022; sans référence).

En ce qui concerne la dose quotidienne combinée possible des substances du sous‑groupe 1 qui peuvent être présentes dans les milieux environnementaux et les aliments, la dose quotidienne maximale possible du n^o CAS 64742-47-8 pour tous les groupes d’âge a été estimée à 0,32 mg/kg p.c./j (chez les nourrissons, 1 an; exposition par l’eau potable, l’air ambiant et les aliments). On estime que cette estimation est très prudente, car elle suppose que les personnes vivent à proximité de rejets industriels dans l’air et dans l’eau provenant de différentes installations. Les doses quotidiennes possibles les plus élevées des n^os CAS 64741-44-2 et 64742-46-7 ont été estimées à 0,0045 mg/kg p.c./j pour chaque substance (chez les nourrissons nourris aux préparations pour nourrissons, âgés de 0 à 5 mois; exposition par l’eau potable et les aliments).

8.1.1.4 Sous-groupe 2 (hydrocarbures en C₉ à C₁₆ contenant principalement des composés aromatiques)

Pour une substance du sous-groupe 2 (n^o CAS 64742-94-5) qui, selon la Direction des aliments de Santé Canada, peut entrer dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire et ainsi occasionner un contact direct avec les aliments, et pouvant également être utilisée comme composant dans des additifs indirects pouvant être ingérés (exposition orale), les expositions ont été jugées inférieures à 25 ng/kg p.c./j (2,5 × 10^-5 mg/kg p.c./j) (communication personnelle, courriels de la DA, SC, au BERSE, SC, novembre 2017 et avril 2022; sans référence).

En ce qui concerne la dose quotidienne combinée possible des substances du sous‑groupe 2 qui peuvent être présentes dans les milieux environnementaux et les aliments, la dose quotidienne maximale possible du n^o CAS 64742-94-5 a été estimée à 0,12 mg/kg p.c./j (chez les nourrissons, 1 an; exposition par l’eau potable et l’air ambiant). On estime que cette estimation est très prudente, car elle suppose que les personnes vivent à proximité de sources de rejets industriels dans l’air et dans l’eau provenant de différentes installations.

8.1.2 Produits de consommation

Les personnes peuvent être exposées aux substances du groupe des GKUPDC en utilisant divers produits disponibles aux consommateurs, comme les cosmétiques, les produits de bricolage (par exemple, les adhésifs et les lubrifiants), les produits pour automobiles, les peintures et revêtements, les produits d’entretien ménager et divers autres produits. Selon le produit, l’exposition peut être par voie orale, par voie cutanée et/ou par inhalation.

De plus, il existe un potentiel d’exposition aux HAP cancérogènes en raison de leur présence comme composants résiduels dans des produits disponibles aux consommateurs contenant des gazoles et des kérosènes. Pour ce qui est de l’exposition par inhalation, on a également examiné l’exposition aux fractions résiduelles de BTEX. Les sections 8.1.3 et 8.1.4 traitent de l’exposition possible à ces composants résiduels.

Dans la présente évaluation, pour déterminer le potentiel d’exposition aux 16 gazoles et kérosènes, on a sélectionné les scénarios sentinelles qui ont donné les potentiels d’exposition les plus élevés par voies orale et cutanée et par inhalation. On a pris en compte divers facteurs comme les concentrations déclarées (c’est à dire les produits contenant les plus grandes concentrations d’un gazole ou d’un kérosène ayant un n^o CAS parmi les produits d’une même catégorie) et la disponibilité, pour les Canadiens, de produits à usage domestique ou de bricolage. En raison du nombre élevé de produits disponibles aux consommateurs qui contiennent ces substances, il se peut que d’autres produits susceptibles d’entraîner une concentration d’exposition similaire, voire supérieure, soient disponibles aux consommateurs, mais ne soient pas pris en compte dans la présente évaluation. Les scénarios sentinelles ont été choisis d’après les meilleures données disponibles au moment de l’évaluation.

Si plusieurs substances du même sous-groupe sont présentes dans un même produit, l’exposition à ces substances a été combinée, car le danger qui en résulte devrait être similaire, et l’exposition cumulative est prise en compte dans la caractérisation des risques.

8.1.2.1 Sous-groupe 1 (hydrocarbures en C₉ à C₂₅ contenant principalement des composés aliphatiques)

Pour les substances du sous-groupe 1, on a examiné des études sur les dangers en fonction de la voie d’exposition pour caractériser les risques. Par conséquent, les expositions par voie cutanée et par inhalation résultant de l’utilisation d’un même produit sont étudiées séparément.

Les expositions présentées ci-dessous ont été estimées à l’aide des facteurs d’exposition et des paramètres des scénarios décrits à l’annexe D.

L’exposition possible due à l’utilisation d’un rouge à lèvres ou d’un baume à lèvres contenant le n^o CAS 64742-46-7 a été estimée entre 0,27 et 0,66 mg/kg p.c./j, d’après une concentration maximale de 44,9 %. L’exposition possible par voie orale due à l’utilisation d’un rouge à lèvres ou d’un baume à lèvres contenant le n^o CAS 64742-47-8 a été estimée entre 0,18 et 0,44 mg/kg p.c./j, d’après une concentration maximale de 30 %. Les substances n^os CAS 8008-20-6, 64741-44-2, 64741-77-1, 64741-91-9, 64742-14-9, 64742-81-0, 64742-96-7 et 64771-72-8 du sous-groupe 1 ne devraient pas entraîner d’exposition par voie orale découlant de l’utilisation de produits disponibles aux consommateurs en raison des types d’utilisations relevés.

L’exposition possible par voie cutanée au n^o CAS 64771-72-8, découlant de l’utilisation de mascara, a été estimée entre 0,0024 et 0,0078 mg/kg p.c./j, d’après une concentration maximale de 1 %. L’exposition possible par inhalation a été estimée entre 1,4 × 10^-4 et 3,2 × 10^-4 mg/kg p.c./j. Les expositions estimées par voie cutanée et par inhalation aux cosmétiques contenant les n^os CAS 64742-46-7 et 64742-47-8 sont présentées dans les tableaux 8-1 et 8-2, respectivement.

^a D’après les avis soumis à Santé Canada conformément au Règlement sur les cosmétiques (communication personnelle, courriels de la DSPCPD, SC, au BERSE, SC, mars à juin 2022; sans référence).
^b Dose interne (mg/kg p.c./j) = concentration moyenne dans l’air le jour de l’exposition (mg/m³) × taux d’inhalation (m³/jour) / poids corporel (kg) (voir l’annexe D).
^c Comme la surface de la peau sur laquelle le produit est appliqué est recouverte, cela limite la volatilisation de la substance depuis la surface traitée vers l’air ambiant ainsi que l’exposition par inhalation.

^a D’après les avis soumis à Santé Canada conformément au Règlement sur les cosmétiques (communication personnelle, courriels de la DSPCPD, SC, au BERSE, SC, de mars à juin 2022; sans référence).
^b Dose interne (mg/kg p.c./j) = concentration moyenne dans l’air le jour de l’exposition (mg/m³) × taux d’inhalation (m³/jour) / poids corporel (kg) (voir l’annexe D).
^c L’exposition par inhalation lors de l’application devrait être minime et comme la surface de la peau traitée est recouverte, cela limite la volatilisation de la substance depuis la surface de la peau traitée vers l’air ambiant ainsi que l’exposition par inhalation.

Le tableau 8-3 présente les expositions estimées par voie cutanée et par inhalation aux n^os CAS 64742-46-7 et 64742-47-8 découlant de l’utilisation de PSN.

Abréviation : PSN = produit de santé naturel; FPS = facteur de protection solaire.
^a Communication personnelle, courriels de la DPSNSO, SC, au BERSE, SC, de mars à juin 2022; sans référence.
^b Dose interne (mg/kg p.c./j) = concentration moyenne dans l’air le jour de l’exposition (mg/m³) × taux d’inhalation (m³/jour) / poids corporel (kg) (voir l’annexe D).

Il existe un MSO approuvé (écran solaire) qui contient le n^o CAS 64742-47-8 comme ingrédient non médicinal à raison de 4 % (communication personnelle, courriel de la DMP, SC, au BERSE, SC, mars 2022; sans référence). On considère que l’exposition découlant de l’utilisation de ce MSO est du même ordre que pour l’écran solaire vendu comme PSN, présenté dans le tableau 8-3 ci‑dessus.

Le tableau 8-4 présente les valeurs estimées de l’exposition par voie cutanée et par inhalation aux substances du sous-groupe 1 des GKUPDC découlant de l’utilisation d’autres types de produits disponibles aux consommateurs (par exemple, les produits de bricolage). Les scénarios de produits présentés dans le tableau 8-4 représentent les 2 scénarios qui sont associés à l’exposition la plus élevée et à la plage des types de produits disponibles aux consommateurs. Dans certains cas, d’autres produits d’une même catégorie sont associés à une exposition élevée, mais ces valeurs ne sont pas présentées, car on juge qu’il était plus approprié de représenter la diversité de produits disponibles aux consommateurs que de présenter tous les produits d’une catégorie en particulier présentant un potentiel d’exposition élevé. Les concentrations maximales (%, en poids) de gazoles et de kérosènes ayant un n^o CAS et utilisés dans ces produits proviennent principalement des fiches de données de sécurité. Les fiches individuelles utilisées dans les scénarios présentés ci-dessous sont citées à l’annexe D.

Abréviation : s.o. = sans objet.
^a Évaluation pour la population adulte (19 ans et plus), sauf indication contraire.
^b Dose interne (mg/kg p.c./j) = concentration moyenne dans l’air le jour de l’exposition (mg/m³) × taux d’inhalation (m³/jour) / poids corporel (kg) (voir l’annexe D).
^c Ce produit contient également le n^o CAS 64742-94-5, qui figure séparément dans le tableau 8-6, car il s’agit d’une substance du sous-groupe 2, qui est traitée séparément aux fins de la caractérisation des risques.

Le n^o CAS 64771-72-8 est utilisé comme combustible dans l’huile pour lampe, les bougies liquides (SDS 2012, 2016a) et les sachets d’allume-feu pour le camping ou les situations d’urgence (SDS 2015a). Comme ces utilisations sont limitées, il ne devrait pas y avoir d’exposition de la population générale à cette substance, sinon elle serait minime.

Il ne devrait pas y avoir d’exposition de la population générale canadienne aux 4 substances restantes de ce sous-groupe (c’est à dire les n^os CAS 64741-85-1, 64742-13-8, 64742-79-6 et 64742-38-7), sinon elle serait minime.

8.1.2.2 Sous-groupe 2 (hydrocarbures en C₉ à C₁₆ contenant principalement des composés aromatiques)

Afin d’estimer l’exposition générale aux substances du sous-groupe 2 par voie cutanée, l’absorption cutanée à d’éventuels composants individuels des n^os CAS 64742-94-5 et 68477-31-6 a été prise en compte. L’absorption cutanée de l’éthylbenzène, un hydrocarbure aromatique en C_8, appliqué sous forme pure dans une étude in vivo sur des souris glabres albinos était de 3,4 %, la majeure partie de la substance d’essai ayant été perdue par évaporation (Susten 1990; ECHA 2021). L’absorption cutanée d’un hydrocarbure aromatique en C₉, le 1,2,4-triméthylbenzène (1,2,4-TMB), a été étudiée par Korinth et al. (Korinth et al. 2003; ECHA 2020), dans un liquide pur et des solutions d’éthanol à 50 % sur une peau humaine recouverte, non traitée, dans une cellule de diffusion statique (in vitro). Selon ces études, la quantité de 1,2,4-TMB pénétrant dans la peau s’est avérée faible (c’est à dire moins de 1 %) après 8 heures d’exposition (ECHA 2020). Après l’application cutanée de naphtalène (un composé aromatique en C₁₀) dans une solution d’éthanol administrée à des rats mâles in vivo à une dose de 3,3 µg/cm², l’excrétion dans l’urine, les matières fécales et l’air expiré a été mesurée après 12 heures, 24 heures et 48 heures, et représentait environ 58 %, 78 % et 88 % de la dose appliquée totale, respectivement (Turkall et al. 1994; ATSDR 2005). D’après les résultats d’une étude avec test épicutané sous ruban adhésif sur des sujets humains volontaires, dans laquelle du naphtalène a été utilisé comme marqueur de l’absorption cutanée de carburéacteur (Mattorano et al. 2004), la CONCAWE (2010) a indiqué que le naphtalène pénétrait rapidement dans les couches cornées profondes de l’épiderme. Bien qu’aucune étude quantitative sur l’absorption cutanée n’ait été trouvée pour le 2‑méthylnaphtalène, un composé aromatique en C₁₁, on a constaté des effets généraux par voie cutanée dans des études toxicologiques. La comparaison des effets observés dans les études toxicologiques avec les voies d’exposition cutanée et orale a laissé l’EPA à croire qu’une absorption cutanée considérable ou une métabolisation de premier passage important se produisait par voie orale (US EPA 2003). Étant donné que les valeurs de log K_oe de ces 4 substances sont similaires, les différences observées dans l’absorption cutanée peuvent être dues à des différences de pression de vapeur et à des facteurs expérimentaux tels que le type d’excipient, la charge de substance, le type d’animal ou de peau, l’étude in vivo par rapport à l’étude in vitro, etc. Compte tenu des données probantes disponibles, on a appliqué de manière prudente un taux d’absorption cutanée de 75 %, en raison surtout de l’absorption cutanée du naphtalène.

Pour éviter la double comptabilisation de l’exposition par voie cutanée dans l’estimation de l’exposition par inhalation, la quantité totale de substance systématiquement disponible par absorption cutanée a été soustraite de la quantité totale disponible pour l’inhalation. Les valeurs d’exposition par voie cutanée et par inhalation ont été combinées aux fins de l’évaluation des risques.

Les expositions ci-dessous ont été estimées à l’aide des facteurs d’exposition et des paramètres des scénarios décrits à l’annexe D.

À la différence des substances du sous-groupe 1, on n’a relevé aucune utilisation des substances du sous-groupe 2 dans les produits de soins personnels (c’est à dire les cosmétiques, les PSN et les MSO).

Il ne devrait pas y avoir d’exposition par voie orale aux n^os CAS 64742-94-5 et 68477‑31-6 découlant de l’emploi de produits disponibles aux consommateurs, d’après les types d’utilisations relevés.

Le tableau 8-5 présente les valeurs estimées de l’exposition par voie cutanée et par inhalation aux substances du sous-groupe 2 des GKUPDC découlant de l’utilisation d’autres types de produits disponibles aux consommateurs (par exemple, les produits de bricolage). Les scénarios d’utilisation de produits, présentés dans le tableau 8-5, sont associés aux valeurs maximales d’exposition et à la plage de types de produits disponibles aux consommateurs. Dans certains cas, il existe d’autres produits d’une même catégorie qui sont également associés à une exposition élevée, mais ces produits ne sont pas présentés, car il a été jugé plus approprié de présenter la diversité de produits disponibles aux consommateurs, plutôt que tous les produits d’une même catégorie présentant un potentiel d’exposition élevé. Les concentrations maximales (%, en poids) de gazoles et de kérosènes identifiés par n^o CAS et utilisés dans ces produits proviennent principalement des fiches de données de sécurité. Les fiches distinctes employées dans les scénarios présentés ci-dessous sont mentionnées à l’annexe D.

^a L’évaluation a porté sur la population adulte (19 ans et plus), sauf indication contraire.
^b On a estimé l’exposition cutanée générale en appliquant un facteur d’absorption cutanée de 75 % à la valeur d’exposition cutanée externe.
^c Dose interne (mg/kg p.c./j) = concentration moyenne dans l’air le jour de l’exposition (mg/m³) × taux d’inhalation (m³/jour) / poids corporel (kg). Voir l’annexe D. La quantité de produit disponible pour l’exposition par inhalation a été adaptée en fonction de l’exposition cutanée générale.
^d Ce produit contient également le n^o CAS 8008-20-6, qui figure séparément dans le tableau 8-5, car il s’agit d’une substance du sous-groupe 1; il est traité séparément aux fins de la caractérisation des risques. ^e Ce produit contient également le n^o CAS 64742-47-8, qui figure séparément dans le tableau 8-5, car il s’agit d’une substance du sous-groupe 1; il est traité séparément aux fins de la caractérisation des risques.

8.1.3 Analyse de la composition des HAP dans des produits disponibles aux consommateurs contenant des gazoles et des kérosènes

Les HAP sont des composants naturels du pétrole brut qui sont traités conjointement avec les alcanes linéaires et ramifiés de masse moléculaire similaire dans les premières étapes du raffinage (c'est à dire pendant la distillation atmosphérique et la distillation sous vide). Les fractions de gazole et de kérosène non raffinées peuvent donc contenir des HAP. La proportion de HAP dans les gazoles et les kérosènes varie en fonction de la source du pétrole brut utilisé, et l’importance ou le type des étapes de raffinage. Pour produire des gazoles et des kérosènes destinés à la préparation de produits disponibles aux consommateurs, il est possible de réduire la composition en HAP des gazoles et des kérosènes à des concentrations résiduelles à l’aide des procédés de raffinage les plus rigoureux. Ce raffinage est souhaitable, étant donné les problèmes de toxicité associés à l’exposition aux HAP (section 8.2.3).

L’EPA a déjà recensé des HAP pouvant être cancérogènes pour les animaux ou les humains (EPA 1993), puis a inscrit 16 de ces substances sur sa liste des polluants d’intérêt prioritaire. Ces 16 HAP jugés prioritaires sont les suivants : naphtalène, acénaphtylène, acénaphtène, fluorène, phénanthrène, anthracène, fluoranthène, pyrène, benz[a]anthracène, chrysène, benzo[b+j]fluoranthène, benzo[k]fluoranthène, benzo[a]pyrène, indéno[1,2,3-cd]pyrène, dibenz[a,h]anthracène et benzo[ghi]pérylène.

Comme les gazoles et les kérosènes ayant différents n^os CAS ont des propriétés physico-chimiques similaires, il est possible que certaines substances soient utilisées de manière interchangeable en tant qu’ingrédients dans des produits. La composition de certains produits disponibles aux consommateurs a été analysée afin de déterminer la teneur en HAP des gazoles et des kérosènes utilisés. En tout, 25 produits contenant des gazoles et/ou des kérosènes faisant partie du groupe des GKUPDC ont été analysés : 7 produits l’ont été à l’aide de la méthode normalisée des laboratoires chimiques de Santé Canada présentant une limite de quantification (LQ) de 100 parties par million (ppm), et 18 produits l’ont été à l’aide d’une méthode plus sensible dont les seuils de détection (SD) sont de l’ordre des parties par milliard (ppb). Chacun des 25 produits était unique, c’est à dire ils étaient de marques différentes ou dans des catégories d’utilisation différente.

Les concentrations de 18 espèces de HAP, y compris 14 des 16 HAP d’intérêt prioritaire énumérés ci‑dessus, ont été déterminées dans 7 produits, par extraction au solvant puis par chromatographie en phase gazeuse et spectrométrie de masse, conformément à la méthode C11.5 de Santé Canada (Santé Canada 2015b, 2017). La LQ maximale pour un HAP, selon cette méthode, était de 303 ppm. Les 18 espèces de HAP analysées étaient : l’acénaphtylène, l’acénaphtène, le fluorène, le phénanthrène, l’anthracène, le fluoranthène, le pyrène, le rétène, le benz[a]anthracène, le chrysène, le benzo[b]fluoranthène, le benzo[k]fluoranthène, le benzo[a]pyrène, le benzo[e]pyrène, l’indéno[1,2,3-cd]pyrène, le dibenz[a,h]anthracène, le benzo[g,h,i]pérylène et le coronène. Les LQ déterminées pour les HAP prioritaires étudiés sont présentées dans le tableau B-1 de l’annexe B. Aucun des 7 échantillons de produit ne contenait l’un des HAP prioritaires recherchés à leur LQ respective, ou à des valeurs supérieures.

Afin de quantifier les faibles concentrations d’HAP dans des produits contenant des gazoles et/ou des kérosènes, on a employé une méthode offrant une sensibilité analytique supérieure à 18 produits disponibles aux consommateurs contenant des gazoles et/ou des kérosènes du groupe des GKUPDC (Santé Canada 2015b). Ce dosage a été réalisé à l’aide d’un instrument comportant à la fois un chromatographe en phase gazeuse et un spectromètre de masse à haute résolution. Les SD pour les 16 HAP analysés variaient de 0,5 à 1,0 ppb (0,0005 à 0,001 ppm).

Les concentrations de chacun des 16 HAP dans les 18 produits analysés sont présentées dans les tableaux B-2 et B-3 de l’annexe B. Cette analyse a confirmé l’absence, dans tous les produits, de 7 des 16 HAP prioritaires, dont le benzo[a]pyrène et le dibenz[a,h]anthracène. D’autres HAP prioritaires peuvent être présents séparément à de très faibles concentrations dans ces produits, allant de moins de 12 ppm à quelques ppb. Les concentrations les plus élevées de HAP (tableaux B-2 et B-3 de l’annexe B) ont été mesurées, à l’aide de la méthode la plus sensible, dans un produit de nettoyage pour moteur automobile. De faibles concentrations de HAP ont été trouvées dans d’autres catégories de produits, mais aucun HAP n’a été détecté dans les produits cosmétiques.

8.1.4 Analyse de la composition des BTEX dans des produits disponibles aux consommateurs contenant des gazoles et des kérosènes

Compte tenu de la plage de nombre d’atomes de carbone des gazoles et des kérosènes, les BTEX pourraient être présents dans ces substances. La teneur en BTEX des gazoles et des kérosènes peut être réduite à des concentrations résiduelles, voire éliminée, en pratique, grâce à des procédés de raffinage pour la préparation de produits disponibles aux consommateurs. Ce raffinage est souhaitable, étant donné les problèmes de toxicité associés à l’exposition aux BTEX (section 8.2.4)

En tout, l’analyse de 20 produits disponibles à la population générale canadienne et qui contiennent des gazoles et/ou des kérosènes du groupe des GKUPDC ont été réalisées afin de déterminer leur teneur en BTEX à l’aide d’une méthode de chromatographie en phase gazeuse haute vitesse et de spectrométrie de masse par désorption de champ, adaptée pour les échantillons liquides (Santé Canada 2015c). Les valeurs des composants des BTEX dans les 20 produits sont présentées dans le tableau C-1 de l’annexe C, et les plages des concentrations de BTEX mesurées dans différentes catégories de produits disponibles aux consommateurs sont présentées dans le tableau 8-6.

Tout comme dans l’analyse des HAP, ces produits contenaient souvent des n^os CAS correspondant à d’autres substances pétrolières qui ne font pas partie du groupe des GKUPDC, et qui pourraient contenir des composants des BTEX. Dans ces cas, on a adopté une approche prudente, de sorte que tous les composants des BTEX détectés ont été attribués au n^o CAS de la substance du groupe des GKUPDC présente dans le produit. De plus, un certain nombre de produits contenaient du toluène (20 % à 40 %), de l’éthylbenzène (3 % à 7 %) et/ou du xylène (0,1 % à 30 %). Dans ces cas, le composant BTEX spécifique présent dans l’échantillon n’a pas été attribué à la substance du groupe des GKUPDC.

Abréviations : N.D. = substance non détectée; ppm = parties par million.
^a La plage des limites de détection à déclarer pour chaque type de produit est indiquée entre parenthèses.
^b Ne comprend pas un produit dont l’un des ingrédients était le toluène.
^c Ne comprend pas un produit dont l’un des ingrédients était l’éthylbenzène.
^d Ne comprend pas 2 produits dont l’un des ingrédients était le xylène.

8.1.5 Exposition aux HAP et aux BTEX dans les gazoles et les pétroles

D’après les renseignements présentés dans les sections 8.1.3 et 8.1.4, les produits contenant un gazole ou un kérosène présentent également un potentiel d’exposition à de faibles concentrations d’HAP et de BTEX qui subsiste après le raffinage.

Les n^os CAS qui ont été relevés dans les cosmétiques, les PSN et/ou les MSO (c’est à dire les n^os CAS 8008-20-6, 64742-46-7 et 64742-47-8), comme il est décrit à la section 4, sont plus raffinés que ce qu’indiquent les descriptions des n^o CAS normaux de ces gazoles et kérosènes (communication personnelle, courriel de la DSPCPD, SC, au BERSE, SC, août 2017; sans référence; communication personnelle, courriel de la DPSNSO, SC, au BERSE, SC, août 2017; sans référence). Par conséquent, on ne prévoit pas d’exposition possible aux HAP et aux BTEX découlant de l’utilisation de ces produits.

L’exposition de la population générale aux HAP résiduels dans des produits disponibles aux consommateurs devrait se faire par inhalation et/ou par voie cutanée. Toute exposition découlant de l’utilisation de ces types de produits devrait être intermittente, peu fréquente et de courte durée. La caractérisation des risques pour la santé humaine, dus à l’exposition à des HAP résiduels, s’appuie sur une comparaison directe des concentrations de référence avec les concentrations maximales d’HAP détectés dans des produits disponibles aux consommateurs (transformées en équivalents de B[a]P; voir la section 8.3.3).

En ce qui concerne les BTEX, l’exposition à ces substances dans des produits disponibles aux consommateurs devrait se produire par inhalation. Presque aucun des produits examinés ne contenait de benzène à des concentrations supérieures à la limite de détection. La valeur estimée maximale de l’exposition par inhalation au benzène découlait de l’utilisation d’un nettoyant pour moteur contenant jusqu’à 5 % du n^o CAS 64742-94-5 et environ 36 ppm ou 0,0036 % de benzène. En ce qui concerne l’exposition aux TEX, les valeurs maximales estimées de l’exposition par inhalation découlaient de l’utilisation d’un vernis en pâte contenant jusqu’à 30 % du n^o CAS 64742-47-8 et environ 1 200 ppm ou 0,12 % d’éthylbenzène, 6 300 ppm ou 0,63 % de xylènes et 940 ppm ou 0,094 % de toluène.

Afin de déterminer l’exposition possible au benzène, par modélisation d’un scénario d’utilisation de nettoyant pour moteur en aérosol (SDS 2018b), on a eu recours au modèle « exposition à un rejet de vapeur instantané » de ConsExpo (ConsExpo Web 2021). Les paramètres utilisés comprenaient une quantité de produit de 18 g (d’après une durée d’application de 15 secondes [jugement professionnel basé sur une vidéo affichée sur le site Web du fabricant], un taux de production massique d’aérosol de 1,2 g/seconde), une durée d’exposition de 20 minutes, ainsi qu’une pièce d’un volume de 34 m³ et d’un taux de renouvellement de l’air de 1,5 fois par heure pour reproduire l’environnement d’un garage. On a ainsi obtenu une concentration moyenne par événement pour le benzène dans un nettoyant pour moteur de 0,014 mg/m³ (tableau 8-7). Aux fins de caractérisation des risques (voir la section 8.3.3), on a estimé la dose interne à 0,000057 mg/kg p.c./j.

Le modèle « exposition à la vapeur, évaporation » de ConsExpo (ConsExpo Web 2021) a été utilisé pour estimer l’exposition par inhalation aux composants des TEX émis par un vernis en pâte (SDS 2018c). On a supposé une quantité de produit de 144 g, d’après la superficie de 1,44 m² correspondant à l’application sur un meuble (selon les données sur la couvrance propres au produit). On a également supposé une durée d’application de 60 minutes, une durée d’exposition de 90 minutes et un volume de la pièce de 34 m³ avec un taux de renouvellement de l’air de 1,5 fois par heure. Le tableau 8‑7 présente les concentrations résultantes moyennes par utilisation pour les composants des TEX dans le vernis en pâte. Aux fins de la caractérisation des risques (voir la section 8.3.3), on a estimé les doses internes à 0,017, 0,022 et 0,11 mg/kg p.c./j pour le toluène, l’éthylbenzène et les xylènes, respectivement.

Abréviation : ppm = parties par million.

8.1.6 Sous-groupes de la population pouvant être plus exposés

Une exposition accrue à certaines substances peut avoir des effets nocifs pour la santé de certains groupes de personnes plus vulnérables au sein de la population canadienne. Le potentiel d’exposition élevée au sein de la population canadienne a été examiné. La présente évaluation a pris en compte les sous-groupes de la population vivant à proximité d’installations industrielles. De plus, l’exposition a été estimée par groupe d’âge afin de tenir compte des différences physiques et comportementales aux différents stades de la vie. Selon l’évaluation de l’exposition par les milieux environnementaux et les aliments, y compris l’eau potable, les jeunes enfants sont davantage exposés que les adultes. Les estimations indiquent que les nourrissons nourris aux préparations pour nourrissons, en particulier ceux qui consomment des préparations reconstituées, étaient davantage exposés que les adultes et les nourrissons nourris au lait maternel. Dans l’évaluation de l’exposition aux substances dans des produits disponibles aux consommateurs, on a pris en compte les produits qui pourraient être utilisés sur ou par les enfants, ou qui pourraient entraîner leur exposition, y compris les produits de soins personnels (c’est à dire les cosmétiques, les PSN et les MSO) ainsi que les assainisseurs d’air.

8.2 Évaluation des effets sur la santé

8.2.1 Sous-groupe 1 (hydrocarbures en C₉ à C₂₅ contenant principalement des composés aliphatiques)

Certaines substances du sous-groupe 1 ont déjà été évaluées par l’Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR 1995), l’US EPA (2011a) et l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE 2011, 2012a). Comme il y a peu de données sur les effets de la plupart des 14 gazoles et kérosènes de ce sous-groupe sur la santé, on a tenu compte des études portant sur des substances UVCB similaires. Il s’agit notamment de données décrites dans les évaluations des carburants d’aviation (carburéacteurs de type kérosène Jet A, JP-5 et JP-8) et les NBPE (solvants d’hydrocarbures aliphatiques en C₉ à C₁₄) (Environnement Canada, Santé Canada 2014; ECCC, SC 2023b).

Les carburéacteurs de type kérosène diffèrent les uns des autres et des fractions de kérosènes surtout par les additifs de performance qu’ils contiennent, généralement moins de 0,1 % en volume, et les spécifications de rendement (McDougal et al. 2000; API 2010). L’extrapolation des dangers des carburéacteurs aux autres kérosènes est soutenue par l’industrie (API 2010). Les carburéacteurs ont déjà été évalués par l’ATSDR (2017) et sont considérés par le CIRC (1989) comme substances « inclassables quant à leur cancérogénicité pour l’homme» (catégorie 3).

Les NBPE aliphatiques C₉ à C₁₄ chevauchent de manière importante les 5 kérosènes C₉ à C₁₆ principalement aliphatiques de ce sous-groupe, et on estime qu’ils englobent la partie la plus légère des 9 gazoles à prédominance aliphatique de C₉ à C₂₅. Ils ont des propriétés physico-chimiques similaires et devraient aussi avoir des constituants similaires. Comme il n’y a pas de données démontrant que les effets sur la santé des NBPE aliphatiques en C₉ à C₁₄ ne sont pas pertinents pour la partie la plus lourde des gazoles C₉ à C₂₅, une approche prudente a été adoptée afin d’extrapoler l’ensemble des données sur les NBPE aliphatiques C₉ à C₁₄ à toutes les substances du sous‑groupe 1.

Les données concernant d’autres gazoles, qui ont été décrits dans les évaluations préalables des n^os CAS 68333-25-5, 64741-59-9 et 64741-82-8, n’ont pas été examinées dans la présente évaluation (Environnement Canada, Santé Canada 2011, 2013). En effet, la majeure partie de ces données sur les dangers ont été obtenues pour des gazoles contenant plus de 3 % p/p de CAP extractibles au DMSO, selon la méthode IP 346 (Institute of Petroleum 1992; API 2012), dans laquelle les gazoles présents dans des produits disponibles aux consommateurs sont censés être hautement raffinés et contenir des quantités minimes de CAP extractibles au DMSO.

Toxicocinétique

Les données toxicocinétiques pour les kérosènes, les carburéacteurs et les gazoles proviennent principalement d’études portant sur des composants distincts ou d’études menées avec des composés aliphatiques et aromatiques radiomarqués, introduits dans des mélanges complets et quantifiés ensuite comme substituts des fractions aliphatiques et aromatiques dans leur ensemble.

Selon les profils d’évaluation initiale de l’Ensemble de données de dépistage de l’OCDE pour les catégories pertinentes de solvants d’hydrocarbures aliphatiques, 61 % à 81 % des hydrocarbures aliphatiques C₉ à C₁₄ et 37 % à 61 % des hydrocarbures aliphatiques en C₁₄ à C₂₀ seraient absorbés s’ils étaient ingérés (OCDE 2011, 2012a), mais d’autres sources indiquent que l’absorption des kérosènes par le tractus gastro‑intestinal est faible et incomplète, les constituants aromatiques étant mieux absorbés que les constituants aliphatiques (Mann et al. 1977; ECHA 2022b). Les constituants aromatiques étaient également mieux absorbés que les constituants aliphatiques par la voie cutanée, tandis que 11 % à 16 % d’un substitut aromatique radiomarqué pénétraient dans la peau selon une étude in vitro réalisée avec du kérosène HDS (n^o CAS 64742-81-0) (Schreiner et al. 1997) et une étude in vivo réalisée avec un mélange à 30 % et 70 % des n^os CAS 64742-81-0 et 64741-77-1 (Mobil 1994, cité dans ECHA 2022b), par rapport à une absorption de 5 % à 7 % d’un substitut aliphatique radiomarqué dans la même étude in vivo (Mobil 1994, cité dans ECHA 2022b).

Dans une paire d’études sur l’absorption par voie cutanée et la distribution subséquente des composants des kérosènes chez les rats mâles, des marqueurs de la fraction aromatique (des TMB) ont été détectés dans le sang 5 à 20 minutes après le début de l’exposition cutanée, et l’étendue de l’absorption des TMB était plus importante que celle des hydrocarbures aliphatiques (HCA) en C₉ à C₁₆ (Tsujino et al. 2002, 2003). Les composants des kérosènes se répartissaient de façon préférentielle dans les tissus riches en lipides (par exemple, la graisse et le cerveau) et dans les organes hautement vascularisés qui participent à la métabolisation et à l’excrétion (par exemple, les reins et le foie). La cinétique de ces composants était particulièrement différente dans le tissu adipeux par rapport à d’autres tissus, y compris le cerveau, car on a observé une accumulation à court terme lorsque la durée d’exposition augmentait (Tsujino et al. 2002) ou lors d’expositions répétées (Fujihara et al. 2004), limitée aux seuls tissus adipeux. Une fois l’exposition terminée, les concentrations de 1,2,4-TMB diminuaient rapidement avec le temps dans la plupart des tissus, sauf dans les tissus adipeux, dans lesquels les concentrations ont augmenté jusqu’à 3 heures après l’exposition avant de diminuer (Tsujino et al. 2002). À la différence des TMB, les HCA se sont accumulés dans la peau lors d’expositions répétées (Fujihara et al. 2004) et on a supposé qu’ils pourraient d’abord être stockés dans les couches cutanées plus profondes avant de pénétrer dans la circulation générale (Kim et al. 2006).

Ces résultats concordaient en grande partie avec ceux d’une étude portant sur la distribution d’une substance apparentée aux NBPE, soit l’essence minérale désaromatisée, dans le cerveau, le sang et le tissu adipeux de rats mâles après une exposition par inhalation de 6 h/j, à raison de 5 j/sem, pendant 3 semaines (Löf et al. 1999). Après les 3 semaines, les concentrations d’essence minérale totale dans le cerveau étaient environ 3 fois plus élevées que les concentrations dans le sang, et les concentrations dans le tissu adipeux étaient environ 250 fois plus élevées. Les concentrations de l’essence minérale totale et de ses constituants aliphatiques étaient relativement stables dans le sang et le cerveau au cours de la période d’exposition de 3 semaines, mais diminuaient rapidement dans les 24 premières heures suivant l’exposition. Cependant, les concentrations dans les tissus adipeux ont augmenté pendant la période d’exposition, ce qui signifie que les concentrations d’équilibre n’ont pas été atteintes et que la diminution après l’exposition a été beaucoup plus lente (Löf et al. 1999). La demi-vie de l’essence minérale dans les tissus adipeux a été estimée comme variant de 46 à 48 heures (OCDE 2012a).

La métabolisation des composants des gazoles et des kérosènes se produit généralement par leur oxydation en alcool et en dérivés d’acide carboxylique, et la majeure partie de ces métabolites devraient être excrétés dans l’urine au cours des 24 premières heures (OCDE 2011, 2012a).

Toxicité à doses répétées

Dans une étude de toxicité cutanée du National Toxicology Program (NTP), des souris B6C3F1 (5/sexe/dose) ont reçu du JP-5 dilué dans l’éthanol à 95 % à la dose de 0, 5 000, 10 000, 20 000, 30 000 ou 40 000 mg/kg p.c./j pendant 14 jours consécutifs (NTP 1986). Toutes les souris du groupe ayant reçu la dose la plus élevée et toutes les souris femelles du groupe ayant reçu la deuxième dose la plus élevée sont mortes avant la fin de l’étude. À partir de 10 000 mg/kg p.c./j, les souris traitées ont perdu du poids. Au lieu de l’application (dos rasé), on a constaté une peau écailleuse, une perte de fourrure et des lésions microscopiques indiquant une irritation et une inflammation de la peau. Toutefois, les autres tissus n’ont pas fait l’objet d’un examen microscopique. Une dose sans effet nocif observé (DSENO) de 5 000 mg/kg p.c./j a été établie d’après la perte de poids corporel observée à 10 000 mg/kg p.c./j.

Dans une étude de toxicité par voie cutanée à court terme, des lapins néo-zélandais blancs (5/sexe/dose) ont reçu du kérosène pur non dilué (n^o CAS 8008-20-6) à la dose de 0, 200, 1 000 ou 2 000 mg/kg p.c./j pendant 6 h/j, à raison de 3 j/sem, pendant 4 semaines (API 1985, cité dans API 2010a, 2010b; US EPA 2011a). Le lieu de l’application a été recouvert. L’irritation cutanée était légère à la dose faible, et modérée aux doses moyenne et élevée. Dans le groupe ayant reçu la dose élevée, un mâle et une femelle sont morts, ce que les auteurs de l’étude ont considéré comme un effet lié au traitement. Les signes cliniques liés au traitement comprenaient l’émaciation, la léthargie et une respiration sifflante. Un ralentissement de la prise de poids et une perte de poids ont été observés dans les groupes ayant reçu les doses moyenne et élevée, respectivement. On a observé une diminution des valeurs des paramètres hématologiques (par exemple, nombre de globules rouges, hématocrite et hémoglobine) chez les lapins mâles à partir de la dose la plus faible. Des différences dans le poids des organes ont été observées chez les 2 sexes, notamment une augmentation importante des poids absolu et relatif de la rate et des surrénales chez les femelles. Selon les auteurs, l’augmentation du poids des surrénales était liée au stress. D’après la réduction de 13 % du nombre de globules rouges chez les mâles et des variations dans le poids des organes chez les femelles, une dose minimale entraînant un effet nocif observé (DMENO) de 200 mg/kg p.c./j, soit la plus faible dose d’essai, a été établie.

Les effets dus à l’exposition par inhalation à court terme ont également été étudiés. Des rats Sprague-Dawley (SD) (20/sexe/concentration) ont été exposés à du kérosène HDS (n^o CAS 64742-81-0) à 0 ou 24 mg/m³ (équivalant à environ 0 ou 5 mg/kg p.c./j) pendant 6 h/j, à raison de 5 j/sem, pendant 4 semaines (API 1986, cité dans API 2010a, 2010b). On n’a signalé aucun changement lié au traitement en ce qui concerne le poids corporel, l’état clinique, le poids des organes, l’histopathologie, l’hématologie ou les paramètres biochimiques.

Le NTP a mené une étude de toxicité subchronique par voie cutanée afin de déterminer les doses appropriées pour son étude de cancérogénicité sur 2 ans. Dans cette étude, des souris B6C3F1 (10/sexe/dose) ont reçu du JP-5 dilué dans de l’acétone à la dose de 0, 500, 1 000, 2 000, 4 000 ou 8 000 mg/kg p.c./j, à raison de 5 j/sem, pendant 13 semaines (NTP 1986). Quatre femelles sont mortes à la dose de 2 000 mg/kg p.c./j, un mâle et 5 femelles à 4 000 mg/kg p.c./j et 5 mâles à 8 000 mg/kg p.c./j. Au terme de l’étude, le poids corporel des mâles survivants à la dose la plus élevée était inférieur de 7 % à celui du groupe témoin, mais aucune différence n’a été observée chez les femelles. D’autres effets étaient liés au traitement, notamment une fréquence accrue de l’hématopoïèse extramédullaire splénique et de la caryomégalie hépatique, ainsi qu’une augmentation de la gravité de la dermatose. Une DSENO de 500 mg/kg p.c./j a été établie d’après les résultats constatés pour la rate et le foie à 1 000 mg/kg p.c./j.

Dans une autre étude de toxicité subchronique par voie cutanée, Breglia et al. (2014) ont administré à des rats SD (12/sexe/dose) du kérosène HDS (n^o CAS 64742-81-0) dilué dans une huile minérale de qualité USP (United States Pharmacopeia) à raison de 0, 165, 330 ou 495 mg/kg p.c./j pendant 6 h/j, à raison de 5 j/sem, pendant 13 semaines. La substance a été appliquée sur la peau du dos rasée chaque semaine, qui est restée découverte pendant le traitement. Des groupes satellites d’animaux témoins et d’animaux ayant reçu la dose élevée (12 animaux supplémentaires de chaque sexe par dose) ont eu une période de récupération de 4 semaines. On a observé des variations faibles, mais statistiquement significatives dans les paramètres hématologiques et biochimiques : une augmentation de la concentration corpusculaire moyenne en hémoglobine (CCMH) chez les mâles ayant reçu les doses moyenne et élevée, une diminution de l’hématocrite chez les mâles ayant reçu la dose élevée, une augmentation des neutrophiles chez les femelles ayant reçu la dose élevée et une augmentation des concentrations de sorbitol déshydrogénase chez les mâles des groupes de récupération ayant reçu les doses moyenne et élevée. Toutefois, les auteurs ont estimé que ces différences n’étaient pas liées au traitement et qu’elles n’étaient pas pertinentes sur le plan toxicologique. Le poids relatif de la rate était élevé chez les femelles ayant reçu la dose élevée à la fin du traitement, tandis que le poids absolu de la rate était plus élevé chez les femelles du groupe de récupération ayant reçu la dose élevée; aucun effet macroscopique ou microscopique n’accompagnait cette différence de poids de la rate. Dans cette étude, on a également évalué l’activité motrice, le réflexe de sursaut et une batterie d’observations fonctionnelles, qui n’ont pas indiqué de différence notable entre les animaux témoins et les animaux exposés. Aucun résultat neuropathologique ou autre n’a été signalé aux examens macroscopique et microscopique. Les auteurs ont conclu qu’aucun effet nocif n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai. Toutefois, l’US EPA (2011a) a établi une DSENO de 330 mg/kg p.c./j d’après une augmentation du poids de la rate chez les rats femelles exposés à 495 mg/kg p.c./j.

Dans une étude de toxicité subchronique par voie orale, des rats mâles SD (au moins 20/dose, et 9 ou 10/dose pour l’évaluation de la toxicité générale) ont reçu du JP-8 non dilué par gavage à une dose de 0, 750, 1 500 ou 3 000 mg/kg p.c./j pendant 90 jours (Mattie et al. 1995). On a observé une diminution significative du poids corporel, proportionnelle à la dose, de 7 %, 14 % et 43 % dans les groupes ayant reçu les doses faible, moyenne et élevée, respectivement. Aucune différence significative n’a été observée dans le poids absolu du cerveau, des reins, du foie, des testicules et de la rate. On a observé une augmentation des poids relatifs, notamment à la dose élevée. Les paramètres biochimiques ont révélé des concentrations élevées de bilirubine totale, d’aspartate aminotransférase et d’alanine aminotransférase (ALT) dans les 3 groupes traités. Certains paramètres hématologiques ont également été touchés par le traitement au JP-8, notamment une augmentation du pourcentage de neutrophiles et une diminution du pourcentage de lymphocytes à toutes les doses. L’EPA (2011a) a établi une DMENO de 750 mg/kg p.c./j, soit la plus faible dose d’essai, d’après l’ensemble des effets observés à cette dose. Bien qu’aucune DSENO n’ait été établie pour ces rats mâles, Mattie et al. (2000) ont également mené une étude similaire par gavage, dans laquelle des rats SD femelles (au moins 35/dose, et 7 à 10/dose pour l’évaluation de la toxicité générale) ont reçu du JP-8 non dilué par gavage à une dose de 0, 325, 750 ou 1 500 mg/kg p.c./j, pendant 21 semaines en tout (90 jours avant la période d’accouplement et pendant la période d’accouplement avec des rats mâles naïfs, la gestation et la lactation). Les auteurs ont noté une diminution du poids corporel en fonction de la dose, relation qui est devenue statistiquement significative à la dose élevée, à partir de la deuxième moitié de la période de préaccouplement jusque pendant la majeure partie de la période de lactation (semaines 8 à 20). Cependant, au terme de l’étude (semaine 21), le poids des animaux ayant reçu la dose élevée n’était plus différent de celui des animaux témoins. Les poids absolu et relatif du foie étaient plus élevés dans les groupes ayant reçu les doses moyenne et élevée. Toutefois, aucun signe histopathologique ou variation des paramètres biochimiques n’a indiqué de lésions hépatiques. Néanmoins, les auteurs ont établi une DSENO de 325 mg/kg p.c./j d’après l’augmentation du poids du foie à la dose de 750 mg/kg p.c./j.

Pour examiner les effets d’une exposition subchronique du corps entier par inhalation au JP-5, des rats Fischer 344 (75/sexe/concentration) ont été exposés en continu à des vapeurs de JP-5 dérivé du pétrole ou des schistes bitumineux à la dose de 0, 150 ou 750 mg/m³ (ce qui équivaut environ à 0, 135 à 138, ou 681 à 688 mg/kg p.c./j) pendant 90 jours (Gaworski et al. 1985). Certains animaux ont été en observation jusqu’à 19 mois après l’exposition. L’exposition à 150 mg/m³ de l’un ou l’autre type de JP-5 a provoqué une réduction irréversible significative du poids corporel des mâles. À 750 mg/m³, cet effet était plus grave, et les rats femelles traités avec du JP-5 à base de schistes présentaient également un poids corporel plus faible. Des changements structuraux caractéristiques de la néphropathie à alpha 2u-globuline ont été observés dans les reins des rats mâles aux 2 concentrations, un effet qui est bien connu pour ne pas être pertinent du point de vue de la santé humaine. À la fin de la période d’exposition, l’examen histopathologique a également révélé une fréquence accrue de la vacuolisation hépatocellulaire chez les femelles à la concentration faible de JP-5 à base de schistes et chez les 2 sexes à la concentration élevée de JP-5 à base de schistes. Toutefois, cet effet hépatique n’a pas été observé chez les animaux traités avec du JP-5 à base de pétrole et n’était plus significatif chez les rats traités avec du JP-5 à base de schistes après la période d’exposition. De plus, aucun paramètre biochimique n’a semblé indiquer une altération de la fonction hépatique à l’un ou l’autre moment. L’analyse hématologique a révélé une diminution faible, mais statistiquement significative des paramètres érythrocytaires (par exemple, nombre de globules rouges, hématocrite) chez les mâles aux 2 concentrations de l’un ou l’autre type de JP-5. L’US EPA (2011a) a établi une concentration sans effet nocif observé (CSENO) de 150 mg/m³ (équivalant à 135 à 138 mg/kg p.c./j) d’après une diminution du poids corporel chez les rats des 2 sexes à 750 mg/m³.

De plus, Gaworski et al. (1985) ont décrit une étude parallèle menée selon le même plan expérimental chez des souris C57BL/6 femelles (111/concentration; équivalant à environ 0, 211 ou 1 053 mg/kg p.c./j). Contrairement à ce qui a été observé dans l’étude chez le rat, le poids corporel des souris femelles n’a généralement pas été affecté et le temps de survie a été réduit de 20 % dans le groupe exposé à 750 mg/m³ de JP-5 à base de pétrole. Toutefois, comme pour les rats, une fréquence accrue de variations en matière de graisse hépatocellulaire et de vacuolisation à la fin de la période d’exposition a été constatée dans tous les groupes traités. Après la période de rétention post‑exposition, ces lésions hépatiques sont devenues fréquentes chez les animaux témoins, alors qu’elles ne l’étaient pas plus chez les souris traitées. Aucune analyse hématologique ou chimique du sérum n’a été effectuée. D’après ces observations et celles faites chez le rat, les auteurs ont conclu que les lésions hépatiques causées par l’inhalation subchronique de JP-5 jusqu’à 750 mg/m³ étaient légères et réversibles. L’US EPA (2011a) a établi une CSENO de 150 mg/m³ (équivalant à 211 mg/kg p.c./j) d’après une réduction du temps de survie à 750 mg/m³.

Pour calculer les doses de référence provisoires pour les expositions subchronique et chronique par voie orale aux fractions d’hydrocarbures aliphatiques de milieu de gamme, l’US EPA a pris en compte 3 études de toxicité subchronique par gavage non publiées, qui ont examiné les effets d’un mélange d’isoparaffines en C₁₁ à C₁₇, d’un mélange de composés aliphatiques en C₁₀ à C₁₃ et d’un mélange de composés aliphatiques en C₉ à C₁₂, respectivement (auteurs anonymes 1990, 1991 a, 1991b; citées dans US EPA 2009). Dans ces 3 études, la substance examinée avait une teneur en composés aromatiques très faible (moins de 1 %) et a été administrée à des rats SD (10/sexe/dose) chaque jour pendant 13 semaines à une dose de 0, 100, 500 ou 1 000 mg/kg p.c./j (auteurs anonymes 1990, 1991a, citées dans US EPA 2009) ou de 0, 500, 2 500 ou 5 000 mg/kg p.c./j (auteurs anonymes 1991b, citées dans US EPA 2009). Dans chaque étude, il y avait également un groupe ayant reçu une dose élevée qui a été maintenue pendant au moins 28 jours, et qui n’a reçu aucun traitement après l’exposition (groupe de récupération). Dans ces 3 études, à la dose de 500 mg/kg p.c./j, des différences ont été constatées sur de nombreux paramètres généraux, dont des variations dans divers paramètres hématologiques. Dans l’ensemble, les effets les plus constamment observés dans ces études étaient une augmentation du poids absolu et/ou relatif du foie, une hypertrophie hépatocellulaire et des changements dans la chimie du sérum (par exemple, augmentation de la concentration d’ALT chez les mâles et de celle du cholestérol chez les femelles, et diminution de la concentration de glucose chez les 2 sexes). Dans chaque étude, on a constaté une réversibilité au moins partielle de ces effets dans le groupe de récupération ayant reçu la dose élevée. Néanmoins, l’US EPA (2009) a établi une DMENO de 500 mg/kg p.c./j, et dans les 2 études qui comportaient une dose inférieure à la DMENO, une DSENO de 100 mg/kg p.c./j a été établie.

Une étude de toxicité cutanée à doses répétées, tirée de l’ensemble de données sur les NBPE aliphatiques en C₉ à C₁₄, a également été prise en considération. Verkkala et al. (1984) ont examiné le potentiel neurotoxique de l’essence minérale, une substance apparentée aux NBPE. Des rats Wistar mâles (5/groupe) ont reçu, sur la queue, de l’essence minérale désaromatisée à une dose de 855 mg/kg p.c./j, ou de l’essence minérale aromatique à une dose de 691 mg/kg p.c./j, à raison de 3 h/j et de 5 j/sem, pendant 6 semaines. Un autre groupe de 5 rats a servi de témoins en étant exposés à un placebo. Les 2 formulations d’essence minérale ont causé des effets cutanés locaux sous la forme d’une kératolyse et d’une axonopathie locale caractérisée par des gonflements prénodaux avec élargissement des nœuds de Ranvier. Lorsque les animaux ont été soumis à des tests électrophysiologiques, on a constaté une augmentation significative de la durée des réponses motrices (c’est à dire le temps écoulé entre la déviation initiale par rapport à la ligne de base et la déviation terminale pour revenir à la ligne de base), et dans le groupe ayant reçu l’essence minérale désaromatisée, la réponse motrice est devenue polyphasique. Une DMENO de 691 mg/kg p.c./j a été établie d’après cette axonopathie locale.

Toxicité pour la reproduction et le développement

Des paramètres de la reproduction ont été évalués séparément chez des rats mâles et femelles après une exposition subchronique à du JP-8 non dilué, par gavage (Mattie et al. 2 000; comme il est décrit ci-dessus). Dans la première étude, des rats mâles SD ont reçu par gavage du JP-8 non dilué à une dose de 0, 750, 1 500 ou 3 000 mg/kg p.c./j pendant 70 jours avant l’accouplement avec des femelles naïves. Le traitement s’est poursuivi pendant la cohabitation. Aucun effet n’a été signalé pour ce qui est des paramètres du sperme, du taux de gestation ou de la durée de la gestation. Dans la deuxième étude, des rats femelles SD ont reçu par gavage une dose de 0, 325, 750 ou 1 500 mg/kg p.c./j du JP-8 non dilué pendant 90 jours avant la période d’accouplement et pendant la période d’accouplement avec des mâles naïfs, la gestation et la période de lactation. On n’a observé aucun effet sur le taux de gestation, la durée de la gestation, la taille des portées ou le pourcentage de petits vivants. Les petits nés de mères traitées ont été pesés aux jours postnataux (JPN) 1, 4, 14, 21 et 90. Bien qu’il n’y ait pas eu de différence notable au JPN 1, les petits des mères ayant reçu des doses moyenne et élevée pesaient nettement moins que les petits des mères témoins (8 à 9 %, et un peu plus de 11 %, respectivement) au JPN 4. Au JPN 21, seuls les petits du groupe à dose élevée présentaient un poids qui était demeuré significativement inférieur à celui des témoins, et au JPN 90, le poids était similaire dans tous les groupes. Dans l’ensemble, les auteurs de l’étude ont conclu que le JP-8 ne semblait pas être toxique pour la reproduction, car aucun effet nocif sur les paramètres de la reproduction n’a été constaté aux doses atteignant 3 000 mg/kg p.c./j chez les rats mâles et 1 500 mg/kg p.c./j chez les rats femelles. Les auteurs ont établi une DSENO pour le développement de 750 mg/kg p.c./j dans l’étude sur les rats femelles d’après la diminution du poids corporel des petits à 1 500 mg/kg p.c./j.

Schreiner et al. (1997) ont mené une étude préliminaire de toxicité pour la reproduction et le développement dans laquelle des rats SD (10/sexe/dose) ont reçu par voie cutanée du kérosène HDS (n^o CAS 64742-81-0), dilué dans de l’huile minérale de qualité USP à raison de 0, 165, 330 ou 494 mg/kg p.c./j, à raison de 7 j/sem, pendant 7 à 8 semaines. Le lieu d’application n’était pas couvert, et il y avait 2 groupes témoins, l’un traité avec un placebo et l’autre traité avec l’excipient. Les auteurs de l’étude ont conclu qu’aucun effet nocif lié traitement jusqu’à 494 mg/kg p.c./j, soit la dose maximale d’essai, n’avait été constaté.

Dans une étude de toxicité pour le développement prénatal par voie orale, des rates SD gravides (30/dose) ont reçu du JP-8 non dilué par gavage à une dose de 0, 500, 1 000, 1 500 ou 2 000 mg/kg p.c./j, entre les JG 6 et 15 (Cooper et Mattie 1996). La mort d’une, de 3 et de 9 mères aux doses de 1 000, 1 500 et 2 000 mg/kg p.c./j, respectivement, a été attribuée à la présence de JP-8 dans les poumons. Un ralentissement significatif de la prise de poids corporel des mères de 31 %, 70 % et 85 % a été observé aux doses de 1 000, 1 500 et 2 000 mg/kg p.c./j, respectivement. Le poids corporel des mères ajusté au poids de l’utérus gravide et le poids corporel du fœtus ont également diminué de manière significative aux 2 doses les plus élevées. Une DSENO maternelle de 500 mg/kg p.c./j a été établie d’après le ralentissement de la prise de poids corporel chez les mères à la dose de 1 000 mg/kg p.c./j. Une DSENO pour le développement de 1 000 mg/kg p.c./j a été établie d’après la diminution du poids corporel des fœtus à la dose de 1 500 mg/kg p.c./j.

Des rates SD gravides (20/concentration) ont été exposées par inhalation du corps entier à 0, 102,5 ou 394,7 ppm de vapeur de Jet A (équivalant à une concentration d’environ 0, 166 ou 638 mg/kg p.c./j) à raison de 6 h/j, entre les JG 6 et 15 (API 1979a, cité dans API 2010a, 2010b). Le seul effet observé par les auteurs était une irritation oculaire liée à la dose, d’une durée de 2 à 8 jours, qui s’est présentée sous forme d’un écoulement oculaire, d’un gonflement des paupières ou d’un gonflement des zones autour de l’œil. Dans une autre étude suivant le même protocole, on a utilisé 0, 106 ou 364 ppm de vapeur de kérosène (équivalant à une dose d’environ 0, 162 ou 556 mg/kg p.c./j), et aucun effet lié au traitement n’a été constaté jusqu’à la concentration maximale d’essai (API 1979b, cité dans API 2010a, 2010b).

La neurotoxicité pour le développement a été examinée chez des petits exposés pendant la gestation à une substance apparentée aux NBPE (Hass et al. 2001; ECCC, SC 2023b). Des rates Wistar gravides (12 à 14/concentration) ont été exposées par inhalation du corps entier à de l’essence minérale désaromatisée (n^o CAS 64742-48-9) à 0 ou 4 679 mg/m³ (équivalant à environ 0 ou 1 116 mg/kg p.c./j), à raison de 6 h/j, entre les JG 7 et 20, et on les a laissé mettre bas et allaiter leur portée. Les mères exposées pesaient 7 % de moins que les témoins au JG 20, mais on n’a observé aucun signe manifeste de toxicité chez les petits. Cependant, malgré des capacités comparables pour la nage et l’apprentissage initial dans le labyrinthe aquatique de Morris, les petits exposés ont obtenu des résultats nettement inférieurs lors des tests de mémoire effectués à l’âge de 2 et 5 mois, ainsi que lors de l’apprentissage par inversion à l’âge de 2 mois. Une concentration minimale entraînant un effet nocif observé (CMENO) de 4 679 mg/m³ a été établie d’après ces troubles d’apprentissage et de la mémoire.

Génotoxicité

Dans plusieurs essais de génotoxicité in vitro et in vivo, les gazoles et les kérosènes ont donné des résultats mitigés en fonction de la matière spécifique examinée (ATSDR 1995, 2017; API 2010a, 2010b, 2012a, 2012b; US EPA 2011a; Environnement Canada, Santé Canada 2011, 2013). L’API a indiqué que l’activité mutagène est liée au pourcentage en poids (% p/p) de CAP extractibles au DMSO et que les fractions à très faible teneur en CAP sont généralement inactives dans les essais de mutagénicité (API 2012). Étant donné que les gazoles et les kérosènes à utilisations dans des produits disponibles aux consommateurs devraient être très raffinés, on estime que ces substances contiennent des quantités minimes de CAP extractibles au DMSO.

Cancérogénicité

Sept des gazoles et des kérosènes sont classés dans la catégorie 1B, c’est à dire des substances « pouvant causer le cancer » (n^os CAS 64741-91-9, 64742-13-8, 64742‑14‑9, 64742-38-7, 64742-46-7 et 64742-79-6) ou la catégorie 2, c’est à dire des substances « suspectées de causer le cancer » (n^o CAS 64741-77-1) (EC 2004, 2008). Cependant, la Commission européenne (règlement CE n^o 1272/2008, annexe VI) précise que le classement comme cancérogène ne s’applique pas à ces gazoles et kérosènes si l’historique du raffinage est connu et s’il peut être démontré que la ou les substances à partir desquelles ils sont produits ne sont pas cancérogènes. Cela est généralement démontré si la substance contient moins de 0,1 % de produits cancérogènes distincts (par exemple, du benzène) et/ou moins de 3 % p/p de teneur en CAP totaux extractibles au DMSO (EC 2004, 2008; Clark et al. 2013; CONCAWE 2022). Les gazoles présents dans des produits disponibles aux consommateurs devraient être hautement raffinés et contenir des quantités minimes de CAP extractibles au DMSO.

Dans une étude de cancérogénicité cutanée de 2 ans, menée par le NTP, des souris B6C3 F1 (50/sexe/dose) ont reçu du JP-5 dilué dans de l’acétone à une dose de 0, 250 ou 500 mg/kg p.c./j, à raison de 5 j/sem, pendant 103 semaines (NTP 1986). L’essai avec le groupe de femelles ayant reçu la dose élevée a été cessé après 90 semaines, en raison de l’apparition d’ulcères sur le lieu d’application. Le taux de survie avait diminué chez les femelles, aux 2 doses. Une diminution du poids corporel (13 % à 25 %) et de la prise de poids corporel (12 % à 25 %) a été constatée chez les animaux des 2 sexes ayant reçu la dose élevée. La fréquence d’apparition des ulcères cutanés et de dermatite chronique sur le lieu d’application et dans la région inguinale chez les animaux traités au JP-5 était plus élevée, mais on n’a relevé aucun signe de tumorogénèse locale aux doses allant jusqu’à 500 mg/kg p.c./j, soit la dose maximale d’essai.

Dans plusieurs autres études dans lesquelles de la peinture était appliquée sur la peau et dans lesquelles des doses plus élevées de gazoles et de kérosènes ont été appliquées 2 ou 3 fois par semaine pendant la durée de vie des souris, on a constaté que ces substances peuvent causer la formation de tumeurs cutanées locales (Clark et al. 1988; Freeman et al. 1993; Nessel et al. 1998; Walborg et al. 1998; Nessel et al. 1999). Il s’agit probablement d’un mécanisme non génotoxique de promotion des tumeurs cutanées, liées au moins en partie à une irritation cutanée chronique (Freeman et al. 1993; Nessel et al. 1998; Nessel et al. 1999) et/ou à une hyperplasie soutenue de l’épiderme (Skisak 1991). Bien que ni l’irritation ni l’hyperplasie ne soit suffisante pour causer la formation de tumeurs cutanées, il a été démontré que l’activité tumorigène des gazoles et des kérosènes peut être éliminée en modifiant le plan expérimental afin de limiter l’irritation cutanée au cours de l’exposition (par exemple, en diluant le gazole ou le kérosène avec une huile minérale hautement raffinée) (API 2010; Nessel et al. 1999).

Études épidémiologiques

On a trouvé un nombre limité d’études sur les gazoles chez les humains, dont des études de cas et des études menées sur des sujets volontaires. Dans une étude de cas, on a signalé une exposition cutanée importante et prolongée au « carburant diesel » utilisé pendant plusieurs semaines comme nettoyant pour les bras et les mains. Des douleurs épigastriques et des douleurs aux reins, des nausées, une anorexie, une dégénérescence de l’épithélium des tubules rénaux et une insuffisance rénale réversibles ont été observées (Crisp et coll. 1979). En ce qui concerne l’exposition professionnelle, une étude cas-témoin réalisée chez des sujets mâles atteints de cancer à Montréal (Québec), au Canada, a permis de constater que l’exposition au carburéacteur (de type kérosène et à fractions larges) était associée à un risque accru de cancer du rein (un rapport de cotes ajusté combiné de 3,1; intervalle de confiance à 90 % de 1,5 à 6,6) (Siemiatycki et al. 1987; CIRC 1989). Selon le CIRC (1989), il y avait là le signe d’un lien dose-réponse positif, car le rapport de cotes ajusté était plus élevé pour les hommes dont on estimait qu’ils étaient fortement exposés (3,4; 1,5 à 7,6) par rapport à ceux censément peu exposés (2,1; 0,3 à 12,7). Toutefois, le groupe professionnel le plus nombreux à être exposé aux carburéacteurs était constitué de mécaniciens et de réparateurs d’aéronefs, ce qui signifie qu’il y avait probablement un chevauchement avec l’exposition au carburant d’aviation, ce qui a compliqué l’interprétation de ces résultats (CIRC 1989). L’exposition professionnelle à long terme au kérosène par voie cutanée (à raison de 5 h/j, doses inconnues) a produit une dermatose et un érythème chez des travailleurs d’usine (Jee et al. 1986; ATSDR 1995). Toutefois, on n’a trouvé aucune étude montrant la capacité des mazouts à causer des effets hépatiques, musculosquelettiques, immunologiques ou sur la reproduction ou le développement après une exposition cutanée de sujets humains (ATSDR 1995).

Dans une étude transversale, on a examiné le lien entre l’exposition à de l’essence minérale, une substance NBPE apparentée, présente dans des peintures et le risque de développer une démence d’un degré quelconque (Mikkelsen et al. 1988; ECHA 2011). Dans cette étude, on a examiné 85 briqueteurs mâles formant un groupe témoin non exposé, et un groupe de 85 peintres mâles stratifié en sous-groupes d’exposition faible (moins de 15 [L/j] ans), moyenne (15 à 30 [L/j] ans) et élevée (plus de 30 [L/j] ans) à des solvants, en fonction du temps passé à effectuer des travaux spécifiques de peinture. L’altération des fonctions du système nerveux central a été évaluée au moyen d’un examen neurophysiologique par tomodensitométrie, d’une batterie de tests neuropsychologiques (13 tests évaluant les fonctions intellectuelles et les performances psychomotrices) et de plusieurs tests neurologiques (performance motrice, coordination, réflexes, sensibilité). On a conclu que le risque était à peu près égal entre les briqueteurs et le groupe faiblement exposé au solvant (rapport de cotes [OR] de 1,1), mais qu’il y avait une augmentation du risque, dépendante de la dose, pour les groupes moyennement exposés (rapport des cotes de 3,6) et fortement exposés (rapport de cotes de 5,0). Une DSENO moyenne de 40 ppm a été calculée pour une exposition de 13 ans à de l’essence minérale contenant 15 % à 20 % de composés aromatiques, ce qui serait équivalent à environ 17,45 mg/kg p.c./j.

8.2.2 Sous-groupe 2 (hydrocarbures en C₉ à C₁₆ contenant principalement des composés aromatiques)

Les n^os CAS 64742-94-5 et 68477-31-6 ont déjà été évalués par l’US EPA (US EPA 2005), et le n^o CAS 64742-94-5 l’a déjà été par l’OCDE (2012b). Les n^os CAS 64742‑94‑5 et 68477-31-6 sont principalement des alkylbenzènes et des alkylnaphtalènes (DeWitt et al. 2008; US EPA 2005). Ils partagent des propriétés physico-chimiques comparables, des sous-structures fonctionnelles communes, ainsi que des voies et une cinétique de métabolisation semblables à celles de certains autres alkylbenzènes (par exemple, les composés aromatiques en C₉) et alkylnaphtalènes. En effet, certaines fractions du n^o CAS 64742-94-5 peuvent contenir jusqu’à 22 % de composés aromatiques en C₉ (OCDE 2012b). Par conséquent, une substance NBPE apparentée, le n^o CAS 64742-95-6 (un solvant d’hydrocarbures aromatiques en C₉, également connu sous le nom de naphta aromatique léger à point d’éclair élevé [HFAN]), considéré comme un analogue valable des n^os CAS 64742-94-5 et 68477-31-6 pour prévoir la toxicité, et les données décrites dans l’évaluation des NBPE pour le n^o CAS 64742-95-6 ont été pris en compte dans la présente évaluation (ECCC, SC 2023b).

Toxicocinétique

Il n’y avait pas d’étude de toxicocinétique portant expressément sur les substances de ce sous-groupe. Toutefois, compte tenu des données obtenues pour d’autres alkylbenzènes (par exemple, les TMB) et les alkylnaphtalènes (par exemple, les méthylnaphtalènes), les n^os CAS 64742-94-5 et 68477-31-6 devraient être absorbés et largement distribués dans l’organisme (en particulier dans les tissus riches en lipides), et largement métabolisés et rapidement excrétés, principalement dans l’urine (US EPA 2005). Par exemple, les demi-vies terminales d’élimination des 3 isomères du TMB dans le sang veineux étaient comprises entre 4,6 et 9,9 heures (US EPA 2016), et environ 70 % à 80 % du 2‑méthylnaphtalène absorbé ont été éliminés dans les 48 heures chez les cobayes, et 55 % chez les rats (US EPA 2003). Toutefois, de faibles quantités peuvent rester plus longtemps dans les tissus riches en lipides (US EPA 2005; OCDE 2012b).

Toxicité à doses répétées

Dans une étude de toxicité subchronique par voie orale, des rats SD (le nombre par sexe et par dose n’est pas indiqué dans le résumé limité accessible) ont reçu par gavage le n^o CAS 64742-94-5 à une dose de 0, 300, 600 ou 1 200 mg/kg p.c./j pendant 13 semaines (EMBSI 1991, cité dans US EPA 2005 et OCDE 2012b). Un groupe satellite ayant reçu une dose élevée a également eu une période de récupération de 4 semaines. En raison de l’apparition de signes cliniques chez plusieurs animaux, la dose élevée a été réduite à 1 000 mg/kg p.c./j à partir du quatrième jour de traitement. En tout, 10 morts précoces sont survenues. La mortalité d’une femelle ayant reçu une faible dose, d’un mâle ayant reçu une forte dose et de 4 femelles ayant reçu une forte dose est restée inexpliquée, même après qu’on ait pris en compte les traumatismes liés à l’administration de la dose et à l’aspiration de la substance d’essai. Au cours de la première semaine, la consommation alimentaire a été plus faible chez les rats mâles traités. Chez les rats mâles ayant reçu la dose élevée, la diminution du poids corporel a été significative à tous les intervalles de l’étude. Le poids des reins et du foie (poids absolu et relatif) a augmenté chez les 2 sexes dans tous les groupes de doses. Bien qu’aucune modification histopathologique n’ait été décrite pour les reins, on a observé une hypertrophie du foie à toutes les doses chez les femelles et sporadiquement chez les mâles. Les autres observations microscopiques comprenaient une hyperplasie de la thyroïde et une hypertrophie des cellules épithéliales folliculaires (leur fréquence était plus élevée à toutes les doses, chez les 2 sexes), une hémosidérose splénique (aux doses moyenne et élevée, chez les 2 sexes) et une hyperplasie de la muqueuse de la vessie (à toutes les doses, chez les 2 sexes, à l’exception des femelles ayant reçu une dose faible). On a également constaté aux doses moyenne et élevée des variations dans les paramètres hématologiques et biochimiques (les détails ne sont pas donnés dans le résumé de l’étude dans US EPA 2005). Dans le groupe ayant reçu la dose élevée et soumis à une période de récupération, il n’y a eu aucun effet sur le poids des organes ni sur le foie et la thyroïde à l’examen microscopique et aucune variation dans les paramètres hématologiques et biochimiques, ce qui indique que les effets sont réversibles. Cependant, les effets sur la rate et la vessie ont diminué, mais pas disparus, après la période de récupération de 4 semaines. Une DMENO de 300 mg/kg p.c./j a été établie d’après les effets sur les reins, le foie et la thyroïde.

Dans une étude de neurotoxicité subchronique, des rats SD mâles (20/concentration) ont été exposés par inhalation du corps entier à du HFAN, une substance apparentée aux NBPE (n^o CAS 64742-95-6), à 0, 101, 432 ou 1 320 ppm (équivalant à une dose d’environ 0, 105, 453 ou 1 411 mg/kg p.c./j), à raison de 6 h/j et de 5 j/sem, pendant 90 jours (Douglas et al. 1993). Les auteurs ont examiné les paramètres suivants : le poids corporel, les signes cliniques, l’activité motrice, la batterie d’observations fonctionnelles (force de préhension, réflexe de sursaut auditif, réaction thermique et écartement des pattes à l’atterrissage) et la neuropathologie. À la concentration maximale, les animaux ont présenté un poids corporel significativement plus faible tout au long de la période de traitement (12 %). Aucun effet neurotoxique lié au traitement n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai de 1 320 ppm (environ 1 411 mg/kg p.c./j).

Clark et al. (1989) ont examiné les effets d’une exposition chronique par inhalation au HFAN (n^o CAS 64742-95-6). Des rats Wistar (50/sexe/concentration) ont été exposés à du HFAN par inhalation du corps entier à des concentrations de 0, 470, 970 ou 1 830 mg/m³ (équivalant à environ 0, 103, 213 ou 402 mg/kg p.c./j) à raison de 6 h/j et de 5 j/sem. Dans chaque groupe de concentration, un sous-ensemble (10/sexe) a été exposé pendant 6 mois, tandis qu’un autre sous-ensemble (25/sexe) a été exposé pendant 12 mois, et un troisième sous-ensemble (15/sexe) l’a été pendant 12 mois et a bénéficié d’une période de récupération de 4 mois. Au cours des premières semaines d’exposition, on a constaté un ralentissement de la prise de poids corporel chez les femelles à la concentration moyenne (2 % au cours des 4 premières semaines) et chez les 2 sexes à la concentration élevée (2 % au cours des 4 premières semaines chez les mâles, 3 % au cours des 12 premières semaines chez les femelles). Cependant, leurs taux de croissance sont devenus indiscernables de ceux des témoins pour le reste de l’expérience. Une augmentation possible de « l’agressivité » a été observée chez les mâles à la concentration maximale, qui a persisté pendant la période de récupération. À la même concentration, une augmentation significative du poids des organes de 10 % ou plus a été constatée pour les reins et le foie aux expositions de 6 et 12 mois. Cependant, on n’a pas observé de différence dans le poids des organes chez les animaux en récupération. Aucune modification histopathologique ou incidence tumorale liée au traitement n’a été observée. Des variations dans les paramètres hématologiques (par exemple, augmentation réversible de la CCMH et diminution du nombre de globules rouges et de l’hématocrite chez les mâles) et dans la chimie clinique (par exemple, augmentation réversible du sodium et diminution de l’albumine chez les femelles) n’ont pas eu d’incidence sur le plan biologique, selon les auteurs de l’étude. Une CSENO de 970 mg/m³ (équivalant à 213 mg/kg p.c./j) a été établie dans cette évaluation, d’après les variations de poids des organes et l’agressivité.

On n’a trouvé aucune étude de toxicité cutanée à doses répétées.

Toxicité pour la reproduction et le développement

Dans une étude de toxicité pour le développement prénatal, des rates SD gravides (le nombre par dose n’est pas indiqué dans le résumé limité accessible) ont été exposés au n^o CAS 64742-94-5 par gavage (voie orale) à une dose de 0, 75, 150 ou 450 mg/kg p.c./j, entre les JG 6 et JG 15 (EMBSI 1992, cité dans US EPA 2005). Le seul effet signalé a été un ralentissement significatif de la prise de poids corporel et de la consommation alimentaire au cours des 3 premiers jours d’exposition du groupe exposé à la dose élevée. D’après cette observation, une DSENO maternelle de 150 mg/kg p.c./j a été établie. Aucun effet sur le développement n’a été observé jusqu’à 450 mg/kg p.c./j, soit la dose maximale d’essai.

Dans une autre étude de toxicité pour le développement prénatal, des souris CD-1 gravides (30/concentration) ont été exposées par inhalation du corps entier à du HFAN, une substance apparentée aux NBPE (n^o CAS 64742-95-6), à une concentration de 0, 102, 500 ou 1 514 ppm (équivalant à environ 0, 176, 857 ou 2 620 mg/kg p.c./j) pendant 6 h/j, entre les JG 6 et 15 (McKee et al. 1990). Des signes de toxicité maternelle ont été observés dans tous les groupes de traitement. Aux concentrations faible, moyenne et élevée, le poids corporel des mères au JG 15 a diminué de 10 %, 8 % et 15 %, respectivement, et la prise globale de poids corporel (entre les JG 0 à 18) a diminué de 17, 17 et 39 %, respectivement. À l’exception de la prise de poids corporel à la concentration faible, ces diminutions étaient toutes statistiquement significatives. En outre, une mort inexpliquée est survenue à la concentration moyenne. À la concentration élevée, 14 morts ont été constatées et les mères ont également présenté des signes cliniques de toxicité et une variation des paramètres hématologiques (par exemple, diminution du pourcentage d’hématocrite et du volume globulaire moyen). Parallèlement aux signes de toxicité maternelle, on a également observé des signes de toxicité pour l’embryon et le fœtus dans tous les groupes de traitement, notamment une diminution du nombre de fœtus vivants par portée. L’augmentation connexe des pertes post‑implantatoires par mère est devenue statistiquement significative à la concentration élevée. À la concentration moyenne, le poids corporel des fœtus a diminué de 7 %. À la concentration élevée, il a diminué de 34 %, et on a constaté une fréquence accrue d’ossification différée et de fentes palatines. Une CMENO chez les mères et pour le développement de 102 ppm (équivalant à 176 mg/kg p.c./j) a été établie d’après la diminution du poids corporel des mères et du nombre de fœtus par portée.

McKee et al. (1990) ont également examiné les effets de l’exposition par inhalation au HFAN dans le cadre d’une étude de toxicité pour la reproduction sur 3 générations. Des rats COBS CS (30/sexe/dose) ont été exposés au HFAN par inhalation du corps entier à une concentration de 0, 103, 495 ou 1 480 ppm (équivalant à environ 0, 111, 534 ou 1 597 mg/kg p.c./j). Les animaux de la génération F0 ont été exposés à raison de 6 h/j et de 5 j/sem, pendant 10 semaines avant l’accouplement et pendant la période d’accouplement de 2 semaines. Une fois l’accouplement confirmé, les animaux mâles ont été sacrifiés, tandis que les mères ont continué à recevoir le traitement entre les JG 0 et 20. Les mères ont ensuite été placées dans des nichoirs pour la mise-bas de leurs petits (génération F1). L’exposition a repris au JPN 5 et s’est poursuivie jusqu’au sevrage (JPN 21). Une semaine après le sevrage, les animaux de la génération F1 (30/sexe/dose) ont été exposés de la même manière que ceux de la génération F0, pour produire la génération F2. Immédiatement après le sevrage, au JPN 22, le traitement a commencé pour les animaux de la génération F2 (40/sexe/dose, nombre finalement réduit à 30/sexe/dose pour l’accouplement) afin de produire la génération F3. Comme la plupart des animaux de la génération F2 du groupe exposé à la concentration élevée sont morts au cours de la première semaine d’exposition, tous les survivants de ce groupe ont été accouplés pour produire des petits de la génération F3. Les détails des résultats de cette étude ont été présentés dans l’évaluation des NBPE (ECCC, SC 2023b). En bref, la concentration élevée a donné lieu à une série d’effets toxiques à toutes les générations, dont la mortalité, la diminution du poids corporel et/ou le ralentissement de la prise de poids corporel des adultes, des signes cliniques, la diminution de l’indice de fertilité des mâles F1, des portées plus petites et des poids corporels plus faibles chez les petits. À la concentration moyenne, on a également observé un effet constant sur le poids corporel et/ou la prise de poids corporel dans toutes les générations d’adultes et de petits, la diminution du poids corporel atteignant 16 % chez les adultes F2 et 11 % chez les petits F3. À la concentration faible, le seul effet relevé était une diminution soutenue du poids corporel chez les mâles (10 %) et les femelles (6 %) de la génération F2. Une CSENO de 103 ppm (équivalant à 111 mg/kg p.c./j) a été établie d’après les effets sur le poids corporel dans toutes les générations exposées à la concentration de 495 ppm, conformément à l’OCDE (2012b).

On n’a trouvé aucune étude de toxicité cutanée pour la reproduction ou le développement.

Génotoxicité

Le n^o CAS 64742-94-5 n’était pas mutagène dans un test in vitro de mutation inverse sur bactéries (avec et sans activation métabolique) et n’était pas clastogène dans un test in vivo du micronoyau (OCDE 2012b). L’absence de potentiel génotoxique des substances de ce sous-groupe est confirmée par les résultats des essais réalisés avec la substance NBPE apparentée, le n^o CAS 64742-95-6. Cet hydrocarbure aromatique en C₉ a donné des résultats négatifs dans les tests in vitro de mutation inverse bactérienne, les tests de mutation génétique sur cellules de mammifères, les tests d’aberration chromosomique et les tests d’échange de chromatides sœurs (avec et sans activation métabolique), ainsi que dans un test in vivo d’aberration chromosomique (Schreiner et al. 1989).

Cancérogénicité

Le n^o CAS 68477-31-6 est classé dans la catégorie 1B « potentiel cancérogène » (CE 2004, 2008). Toutefois, selon la Commission européenne (règlement CE n° 1272/2008, annexe VI), le classement comme cancérogène peut ne pas s’appliquer si l’historique complet du raffinage est connu et s’il peut être établi que la substance à partir de laquelle elle est produite n’est pas cancérogène. Cela est généralement démontré si la substance contient moins de 0,1 % de substances cancérogènes distinctes et/ou moins de 3 % p/p de teneur totale en CAP extractible au DMSO (EC 2004, 2008; Clark et al. 2013; CONCAWE 2022). Les gazoles présents dans des produits disponibles aux consommateurs devraient être hautement raffinés et contenir des quantités minimes de CAP extractibles au DMSO.

Le potentiel du n^o CAS 64742-94-5 d’être un promoteur local de tumeurs cutanées a été examiné dans un essai biologique d’initiation et de promotion des tumeurs (IITRI 1988). Des souris CD-1 mâles (30/groupe) ont été traitées par voie cutanée soit avec de l’acétone, soit avec un initiateur connu de tumeurs cutanées, le 9,10-diméthyl-1,2‑benzanthracène (DMBA). Après une pause de 2 semaines, tous les animaux ont été traités par voie cutanée avec 50 µl du n^o CAS 64742-94-5 non dilué (équivalant à environ 1 500 mg/kg p.c. pour chaque application), à raison de 2 fois par semaine pendant 25 semaines. Aucune tumeur cutanée n’a été observée chez les témoins traités à l’acétone, tandis que 14 tumeurs cutanées bénignes (13 papillomes de cellules squameuses et un kératoacanthome) ont été confirmées par des moyens histologiques dans le groupe traité au DMBA.

Dans une étude de toxicité chronique cutanée causée par de la peinture, des souris C3H/HeJ mâles (25 témoins, 50 souris traitées) ont reçu 0 ou 25 mg du n^o CAS 68477‑31-6 à raison de 2 fois par semaine pendant 13, 27, 41 ou 52 semaines (auteurs anonymes 1978). Un examen histopathologique a révélé une légère acanthose et une fibrose du derme, une aggravation de la dégénérescence du foie avec l’augmentation de la durée d’exposition, et une prolifération réactive des lymphocytes dans la rate des animaux traités. Dans l’ensemble, seules 5 souris traitées présentaient des tumeurs confirmées par analyse histologique (un carcinome à cellules squameuses et 4 papillomes à cellules squameuses) et les auteurs ont conclu que l’unique tumeur cutanée maligne ne constituait pas une preuve suffisante de cancérogénicité.

Dans l’étude de toxicité chronique par inhalation menée par Clark et al. (1989), dans laquelle des rats Wistar ont été exposés à un naphta aromatique léger à point d’éclair élevé apparenté aux NBPE, à raison de 0, 470, 970 ou 1 830 mg/m³ (équivalant à une dose d’environ 0, 103, 213 ou 402 mg/kg p.c./j) à raison de 6 h/j et de 5 j/sem, pendant 12 mois, on n’a observé aucune différence liée au traitement dans la fréquence des tumeurs à aucune des concentrations examinées.

8.2.3 Effets des HAP et des BTEX sur la santé

HAP

On a examiné le potentiel d’exposition aux HAP qui peuvent être présents dans les gazoles et les kérosènes. Les espèces d’HAP pour lesquelles on dispose de suffisamment de données toxicologiques peuvent être classées selon leur puissance toxicologique par rapport au B[a]P, au moyen de facteurs d’équivalence d’activité (voir le tableau 8-12).

Le gouvernement du Canada a évalué les risques pour la santé humaine associés à certains HAP, notamment le B[a]P, dans le cadre du programme de la Liste des substances d’intérêt prioritaire. En se basant principalement sur les essais biologiques de cancérogénicité sur des modèles animaux, 5 HAP ont été jugés « probablement cancérogènes pour les humains », c’est à dire des substances qui, croit-on, présentent un risque d’effet nocif, quel que soit le niveau d’exposition (Environnement Canada, Santé Canada, 1994). Les HAP ont été ajoutés à l’annexe 1 de la LCPE (Canada 1999).

L’US EPA avait déjà déterminé que les HAP pouvaient être cancérogènes pour les animaux et les humains (US EPA 1993), et avait finalement dressé une liste de 16 HAP jugés « polluants d’intérêt prioritaire » (Menzie et al. 1992; US EPA 2014). Ces substances sont les suivantes : naphtalène, acénaphtylène, acénaphtène, fluorène, phénanthrène, anthracène, fluoranthène, pyrène, benzo[a]anthracène, chrysène, benzo[b+j]fluoranthène, benzo[k]fluoranthène, benzo[a]pyrène, indéno[1,2,3-cd]pyrène, dibenzo[a,h]anthracène et benzo[g,h,i]pérylène.

BTEX

Le potentiel d’exposition à court terme aux BTEX, qui peuvent être présents dans les gazoles et les kérosènes, a été examiné. Dans cette section, nous présentons les renseignements toxicologiques pertinents pour ces scénarios.

Dans une étude de toxicité pour le développement par inhalation du corps entier, des souris Swiss Webster gravides (5/concentration/temps d’observation) ont été exposées à des vapeurs de benzène à une concentration de 0, 5,1, 9,9 ou 20,4 ppm (équivalant à environ 0, 6, 11 ou 23 mg/kg p.c./j), à raison de 6 h/j, entre les JG 6 et 15, et des petits choisis au hasard dans chaque portée ont été examinés au JG 16 (2/sexe), au JPN 2 (2/sexe) et au JPN 42 (1/sexe) (Keller et Snyder 1988). Les auteurs de l’étude ont noté une nette diminution, dépendante de la concentration, du nombre de globules rouges nucléés précoces (normoblastes basophiles) dans le sang périphérique des petits au JPN 2, ce qui était statistiquement significatif dans les 3 groupes de traitement. D’après cet effet sur le nombre de normoblastes basophiles, l’Office of Environmental Health Hazard Evaluation de la California Environmental Protection Agency a établi une CMENO de 5,1 ppm (équivalant à 6 mg/kg p.c./j), soit la plus faible concentration d’essai (OEHHA 2014).

Les effets du toluène ont été examinés dans le cadre d’une ligne directrice sur la qualité de l’air intérieur résidentiel (LDQAIR) au Canada, qui a établi une limite d’exposition à court terme (8 h) de 15 mg/m³ au toluène (Santé Canada 2011). Pour un humain adulte de 74 kg, cela équivaut approximativement à 2 mg/kg p.c./j.

L’éthylbenzène a également été évalué par Environnement Canada et Santé Canada (ECCC, SC 2016a). Dans une étude de toxicité par inhalation à court terme, des rats Wag/Rij (8/concentration) ont été exposés à de l’éthylbenzène à une concentration de 0, 300, 400 ou 550 ppm (équivalant à 0, 424, 566 ou 778 mg/kg p.c./j) à raison de 8 h/j pendant 5 jours, et on a constaté une perte auditive dans la région des fréquences moyennes à 400 ppm et plus (Cappaert et al. 2 000). Une CSENO de 300 ppm (équivalant à 424 mg/kg p.c./j) a été établie.

Les effets des xylènes sur la santé ont été examinés dans le cadre d’une LDQAIR canadienne, qui a établi une limite d’exposition à court terme (1 h) de 7 200 µg/m³ aux xylènes (Santé Canada 2022b). Pour un humain adulte de 74 kg, cela équivaut à environ 0,1 mg/kg p.c./j.

8.2.4 Prise en compte des sous-groupes de la population présentant une grande sensibilité

Au sein de la population canadienne, certains sous-groupes de personnes peuvent, en raison d’une plus grande sensibilité, être plus vulnérables aux effets nocifs pour la santé découlant d’une exposition à des substances. Le potentiel de sensibilité à différents stades de la vie ou en fonction du sexe a été examiné à l’aide d’études accessibles. Dans le cadre de la présente évaluation, on a tenu compte des études sur des animaux dans lesquelles on a examiné les effets sur le développement physiologique et neurologique chez les jeunes. Dans l’ensemble, les fœtus en développement, les nourrissons, les enfants et les personnes en âge de procréer sont les sous‑groupes de la population les plus sensibles aux effets nocifs pour la santé. Un paramètre de neurotoxicité pour le développement a été utilisé comme effet critique sur la santé afin de caractériser le risque lié à l’exposition aux substances du sous-groupe 1 (voir la section 8.3.1), et le critère d’hématotoxicité pour le développement a été utilisé comme effet critique pour caractériser le risque lié à l’exposition à des concentrations résiduelles de benzène dans des produits disponibles aux consommateurs contenant des gazoles et des kérosènes (voir la section 8.3.3).

8.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

8.3.1 Sous-groupe 1 (hydrocarbures en C₉ à C₂₅ contenant principalement des composés aliphatiques)

Une DMENO de 200 mg/kg p.c./j a été retenue comme concentration la plus pertinente associée à un effet critique pour caractériser le risque lié à l’exposition cutanée à court et à long terme aux substances du sous-groupe 1. Cette concentration associée à un effet a été choisie d’après une diminution du nombre de globules rouges (chez les mâles) et d’une augmentation du poids de la rate et des surrénales (chez les femelles) après une exposition par voie cutanée à du kérosène non dilué dans une étude de 28 jours chez le lapin (API 1985, cité dans API 2010). On a jugé que cette concentration associée à un effet offrait une protection contre des effets généraux similaires observés dans une étude de toxicité par voie cutanée à plus long terme chez des rats exposés au kérosène HDS (Breglia et al. 2014) et contre d’autres effets généraux observés par voie cutanée (c’est à dire une axonopathie locale après le traitement avec des essences minérales désaromatisées et aromatiques) (Verkkala et al. 1984).

Une CMENO de 4 679 mg/m³ (soit une DMENO ajustée de 1 116 mg/kg p.c./j) a été choisie comme concentration la plus pertinente associée à un effet critique pour caractériser le risque lié à l’exposition par inhalation et par voie orale à court et à long terme aux substances du sous-groupe 1. Cette concentration associée à un effet a été établie d’après les troubles d’apprentissage et de la mémoire observés chez la progéniture de rats exposés pendant la gestation à une essence minérale désaromatisée, dans une étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation (Hass et al. 2001). Cette CMENO a également été jugée comme la concentration la plus pertinente associée à un effet critique pour l’exposition par voie orale aux substances du sous-groupe 1, car les effets toxiques pour le développement sont généraux et ne devraient pas être limités à la seule exposition par inhalation. De plus, compte tenu de la marge d’exposition (ME) cible de 1 000 qui lui est associée, on a estimé que cette CMENO assure une protection contre la neurotoxicité observée du point de vue épidémiologique chez les humains (Mikkelsen et al. 1988) et contre d’autres effets généraux observés dans des études de toxicité à doses répétées pour la reproduction et le développement, menées sur des animaux.

8.3.1.1 Exposition par les milieux environnementaux et les aliments

Les risques encourus par la population générale en raison de l’exposition possible aux gazoles restreints aux industries et aux installations, et lors de l’utilisation des gazoles et des kérosènes comme combustibles ou carburants ont déjà été évalués (Environnement Canada, Santé Canada 2011, 2013, 2014, 2015).

Pour la population générale vivant à proximité d’une installation non pétrolière utilisant des gazoles, l’exposition quotidienne moyenne maximale à une substance du sous‑groupe 1 par inhalation était de 0,32 mg/kg p.c./j (nourrissons, 1 an), en supposant une absorption générale de 100 % par inhalation.

Comme il est décrit à la section 8.1.1, les GKUPDC peuvent être rejetés dans les plans d’eau par les usines d’épuration des eaux usées. Le rejet de ces substances dans des plans d’eau pouvant servir de source d’eau potable pourrait donner lieu à une exposition. À l’aide de la CEE la plus élevée en milieu aquatique industriel, calculée à la section 7.2, on a estimé une dose quotidienne maximale de 0,0042 mg/kg p.c./j. de substances du groupe des GKUPDC dans l’eau potable pour les nourrissons nourris aux préparations pour nourrissons (0 à 5 mois; en raison de l’utilisation d’eau potable dans la préparation). Cette dose quotidienne estimative dans l’eau potable s’applique à toutes les substances examinées dans la présente évaluation (c’est à dire les substances des sous-groupes 1 et 2). Pour ce qui est des estimations de la dose quotidienne combinée, la dose quotidienne découlant de la consommation d’eau potable chez les nourrissons de 1 an (0,00105 mg/kg p.c./j) est utilisée au lieu de la valeur plus élevée pour les nourrissons de 0 à 5 mois nourris aux préparations pour nourrissons, car les nourrissons de 1 an appartiennent au groupe d’âge le plus exposé pour ce qui est de la consommation par poids (mg/kg p.c./j) lorsque les doses quotidiennes provenant des milieux environnementaux et des aliments sont combinées pour chaque groupe d’âge.

En ce qui concerne l’exposition possible par les aliments, les doses quotidiennes possibles découlant de l’utilisation possible de 3 substances du sous‑groupe 1 en tant que composants dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire sont de 0,3, 0,26 et 0,029 μg/kg p.c./j (3,3 × 10^-4, 2,6 × 10^-4 et 2,9 × 10^‑5 mg/kg p.c./j) (communication personnelle, courriels de la DA, SC, au BERSE, SC, novembre 2017 et d’avril à juin 2022; sans référence). Pour d’autres substances du sous-groupe 1, on a estimé qu’elles peuvent donner lieu à une exposition par les aliments inférieure à 25 ng/kg p.c./j (2,5 × 10^-5 mg/kg p.c./j) (communication personnelle, courriel de la DA, SC, au BERSE, SC, avril 2022; sans référence).

Pour tenir compte du risque possible lié à l’ingestion quotidienne combinée des substances du sous-groupe 1 des GKUPDC qui peuvent être présentes dans les milieux naturels et les aliments, comme il est décrit ci-dessus, le tableau 8-8 présente les doses quotidiennes estimatives possibles des substances du sous-groupe 1 donnant lieu à la valeur estimative de la dose quotidienne combinée maximale qui est ingérée (pour le groupe d’âge le plus exposé, à savoir les nourrissons de 1 an), ainsi que la ME.

Abréviations : ME = marge d’exposition.
^a Pour les nourrissons de 1 an.
^b La concentration entraînant des effets critiques sur la santé utilisée pour ces expositions combinées par voie orale et par inhalation est une DMENO ajustée de 1 116 mg/kg p.c./j, établie d’après les troubles d’apprentissage et de la mémoire observés dans une étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation chez le rat, dans laquelle les mères ont été exposées à de l’essence minérale désaromatisée entre les JG 7 et 20. On a calculé cette DMENO ajustée en transformant la CMENO de 4 679 mg/m³, obtenue dans l’étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation, en une dose interne qui tenait compte du taux d’inhalation des animaux (en m³/j), de leur poids corporel (kg) et de facteurs d’ajustement temporel (nombre d’heures d’exposition/24 h; nombre de jours d’exposition dans une semaine/7 j). Les taux d’inhalation pour les animaux ont été déterminés à l’aide de l’équation présentée dans Bide et al. (2000). Le poids corporel des animaux a été établi d’après le rapport d’étude, lorsque disponible. Sinon, on a utilisé les valeurs par défaut présentées dans Meek et al. (1994). ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).

Pour les substances du sous-groupe 1, une comparaison des concentrations associées à un effet critique avec celles, estimées, de la dose quotidienne combinée d’exposition la plus élevée par l’air ambiant, l’eau potable et les aliments a permis de calculer une ME de 3 500. Cette ME est supérieure à 1 000, et est donc jugée suffisante pour tenir compte des incertitudes dans les données sur l’exposition et les effets sur la santé, utilisées pour caractériser le risque.

8.3.1.2 Exposition par les produits disponibles aux consommateurs

Les estimations de l’exposition par les voies orale et cutanée et par inhalation, et les ME résultantes, aux gazoles et aux kérosènes du sous-groupe 1 lors de l’utilisation des produits disponibles aux consommateurs sont présentées dans le tableau 8-9 aux fins de la caractérisation des risques. Pour chaque catégorie de produits disponibles aux consommateurs, les estimations de l’exposition sont présentées sous la forme d’une plage de tous les produits relevés aux fins de la caractérisation des risques dans cette catégorie donnée, pour chaque voie d’exposition. Pour caractériser les risques associés aux substances du sous‑groupe 1, on s’est appuyé sur des études sur le danger selon la voie d’exposition. Par conséquent, les expositions par voie cutanée et par inhalation découlant de l’utilisation d’un même produit sont examinées séparément. L’annexe E présente les doses estimatives d’exposition et les ME calculées dans des scénarios avec des produits spécifiques.

Abréviations : ME = marge d’exposition.
^a La concentration entraînant des effets critiques sur la santé, utilisée pour l’exposition par voie orale et par inhalation, est une DMENO ajustée de 1 116 mg/kg p.c./j, établie d’après les troubles de l’apprentissage et de la mémoire observés dans une étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation chez le rat, dans laquelle les mères ont été exposées à de l’essence minérale désaromatisée entre les JG 7 et 20. On a calculé cette DMENO ajustée en transformant la CMENO de 4 679 mg/m³, obtenue dans l’étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation, en une dose interne qui tenait compte du taux d’inhalation des animaux (en m³/j), de leur poids corporel (kg) et de facteurs d’ajustement temporel (nombre d’heures d’exposition/24 h; nombre de jours d’exposition dans une semaine/7 j). Les taux d’inhalation pour les animaux ont été déterminés à l’aide de l’équation présentée dans Bide et al. (2000). Le poids corporel des animaux a été établi d’après le rapport d’étude, lorsqu’il était disponible. Sinon, on a utilisé les valeurs par défaut présentées dans Meek et al. (1994). ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).
^b La concentration entraînant des effets critiques sur la santé qui a été utilisée pour l’exposition cutanée est une DMENO de 200 mg/kg p.c./j, établie d’après les effets hématologiques observés chez des lapins mâles, et une augmentation du poids de la rate et des surrénales observée chez des lapins femelles après une exposition cutanée à du kérosène non dilué dans une étude de 28 jours. ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).

Pour les substances du sous-groupe 1, une comparaison des concentrations entraînant des effets critiques sur la santé avec celles, estimées, de l’exposition par voie cutanée et par inhalation lors de leurs utilisations dans des cosmétiques, des PSN, des MSO et d’autres produits disponibles aux consommateurs a permis de calculer des ME qui pourraient être aussi faibles que 1 et aussi élevées que 180 000 pour les scénarios d’exposition par voie cutanée, et des ME aussi faibles que 4 et aussi élevées que 11 millions pour les scénarios d’exposition par inhalation (tableau 8-9). Les ME pour l’exposition par voie cutanée et/ou par inhalation étaient inférieures à 1 000 pour certains cosmétiques (hydratants [y compris les aérosols et les masques faciaux], produits post-épilatoires, lotions autobronzantes, produits après-soleil, produits pour le corps, fonds de teint pour le visage, démaquillants pour le visage, produits après‑shampooing, teintures capillaires, produits coiffants, huiles de massage, parfums en atomiseur, déodorants/antisudorifiques, nettoyants pour les mains sans eau et produits pour les parties intimes), des PSN et des MSO (hydratants, écrans solaires et fond de teint liquide avec facteur de protection solaire), des produits pour automobiles (nettoyants et polis pour véhicules [y compris pour les moteurs, l’extérieur et l’intérieur]), des produits de nettoyage (produits d’entretien ménager [y compris pour les armes à feu, les meubles, ainsi que les nettoyants et polis pour surfaces] et les dissolvants d’adhésifs), des produits de bricolage (lubrifiants, adhésifs et diluants à peinture), des peintures et revêtements (peintures [y compris les peintures en aérosol, les peintures pour automobiles et les apprêts] et des teintures et revêtements pour le bois [y compris les vernis et les cires]) et d’autres produits ménagers (produits de protection des tissus et du cuir et assainisseurs d’air). Ces ME inférieures à 1 000 pourraient être insuffisantes pour tenir compte des incertitudes dans les données sur l’exposition et les effets sur la santé, utilisées pour caractériser le risque.

En raison des similarités dans les effets prévus sur la santé et des propriétés physico‑chimiques de toutes les substances du sous-groupe 1, ces substances devraient être utilisées de manière interchangeable dans des produits disponibles aux consommateurs et présenter le même risque. Par conséquent, on estime que la caractérisation des risques s’applique à toutes les substances du sous-groupe 1, y compris les produits dont les ME pourraient être insuffisantes pour toutes les substances du sous-groupe 1. Les expositions cumulatives possibles découlant de l’utilisation simultanée à plusieurs produits (par exemple, produits pour automobiles) n’ont pas été déterminées, car les préoccupations en matière de risques ont été établies pour des scénarios portant sur des substances utilisées seules. Cependant, les personnes qui utilisent plusieurs produits contenant ces substances pourraient être exposées à des concentrations plus élevées et donc à un risque plus important.

8.3.2 Sous-groupe 2 (hydrocarbures en C₉ à C₁₆ contenant principalement des composés aromatiques)

Une CMENO de 102 ppm (correspondant à une DMENO ajustée de 176 mg/kg p.c./j) a été sélectionnée comme concentration la plus pertinente associée à un effet critique pour caractériser les risques découlant d’une exposition aux substances du sous‑groupe 2 dans des scénarios d’inhalation à court et à long terme, d’une exposition par voie cutanée à court terme et d’une exposition par voie orale à long terme. Ces concentrations entraînant un effet ont été établies d’après la toxicité maternelle (diminution du poids corporel et ralentissement de la prise de poids corporel) et la toxicité pour les fœtus (diminution du nombre de fœtus vivants par portée) dans une étude de toxicité pour le développement prénatal par inhalation chez des souris CD‑1 exposées à du naphta aromatique léger à point d’éclair élevé (McKee et al. 1990). Comme les signes de toxicité maternelle et fœtale observés par McKee et al. (1990) étaient généralisés, ils peuvent donc s’appliquer aux 3 voies d’exposition. On a estimé que cette concentration associée à un effet assurait une protection contre les autres effets généraux (par exemple, diminution du poids corporel et effets sur la thyroïde, le foie et les reins) observés dans des études à plus long terme par voie orale et par inhalation.

8.3.2.1 Exposition par les milieux environnementaux et les aliments

Les risques encourus par la population générale par l’exposition possible aux gazoles restreints aux industries et aux installations, et lors de l’utilisation de gazoles et de kérosènes comme combustibles ou carburants ont déjà été évalués (Environnement Canada, Santé Canada 2011, 2013, 2014, 2015).

L’exposition quotidienne moyenne maximale à une substance du sous-groupe 2 par inhalation, pour la population générale vivant à proximité d’une installation non pétrolière utilisant des gazoles, était de 0,12 mg/kg p.c./j (nourrissons, 1 an), en supposant une absorption générale de 100 % par inhalation.

Comme il est décrit à la section 8.1.1, les GKUPDC peuvent être rejetés dans des plans d’eau par les usines d’épuration des eaux usées. Le rejet de ces substances dans des plans d’eau pouvant servir de source d’eau potable pourrait donner lieu à une exposition. À l’aide de la CEE la plus élevée en milieu aquatique industriel, calculée à la section 7.2, on a estimé une dose quotidienne maximale de 0,0042 mg/kg p.c./j. de GKUPDC dans l’eau potable pour les nourrissons nourris aux préparations pour nourrissons (0 à 5 mois; en raison de l’utilisation d’eau potable dans la préparation). Cette dose quotidienne estimative d’exposition par l’eau potable s’applique à toutes les substances examinées dans la présente évaluation (c’est à dire les substances des sous‑groupes 1 et 2). Pour ce qui est de la dose quotidienne estimative combinée, on utilise la dose quotidienne découlant de l’exposition des nourrissons de 1 an à l’eau potable (0,00105 mg/kg p.c./j) plutôt que la valeur plus élevée pour les nourrissons de 0 à 5 mois nourris aux préparations pour nourrissons, car les nourrissons de 1 an appartiennent au groupe d’âge le plus exposé du point de vue de la consommation par poids (mg/kg p.c./j) lorsque les doses quotidiennes découlant de l’exposition par les milieux environnementaux et les aliments sont combinées pour chaque groupe d’âge.

En ce qui concerne l’exposition possible par les aliments, la substance applicable du sous‑groupe 2 peut donner lieu à une exposition inférieure à 25 ng/kg p.c./j (2,5 × 10^‑5 mg/kg p.c./j) (communication personnelle, courriel de la DA, SC, au BERSE, SC, avril 2022; sans référence).

Le tableau 8-10 présente les doses quotidiennes estimatives possibles des substances du sous‑groupe 2 des GKUPDC dont la dose quotidienne estimative combinée est la plus élevée (pour le groupe d’âge le plus exposé, à savoir les nourrissons de 1 an) et les ME calculées, afin de tenir compte des risques possibles associés à la dose quotidienne combinée des substances du sous-groupe 2.

Abréviations : ME = marge d’exposition; s.o. = sans objet.
^a Pour les nourrissons, 1 an.
^b La concentration entraînant des effets critiques sur la santé, utilisée pour cette exposition combinée par voie orale et par inhalation, est une DMENO ajustée de 176 mg/kg p.c./j, établie d’après la toxicité maternelle et la toxicité pour les fœtus observées dans une étude de toxicité pour le développement prénatal par inhalation chez des souris CD-1 exposées à un naphta aromatique à point d’éclair élevé entre les JG 6 et 15. On a calculé cette DMENO ajustée en transformant la CMENO de 102 ppm, établie d’après l’étude de toxicité pour le développement prénatal par inhalation, en une dose interne qui tenait compte du taux d’inhalation des animaux (m³/j), de leur poids corporel (kg) et de facteurs d’ajustement temporel (nombre d’heures d’exposition/24 h; nombre de jours d’exposition dans une semaine/7 j). Les taux d’inhalation des animaux ont été déterminés à l’aide de l’équation présentée dans Bide et al. (2000). Le poids corporel des animaux a été établi d’après le rapport d’étude, lorsqu’il était disponible. Sinon, on a utilisé les valeurs par défaut présentées dans Meek et al. (1994). ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).

Pour ce qui est des substances du sous-groupe 2, une comparaison des concentrations associées à un effet critique avec celles, estimées, de la dose quotidienne combinée maximale, a permis de calculer une ME de 1 500. Cette ME est supérieure à 1 000, et est donc jugée suffisante pour tenir compte des incertitudes dans les données sur l’exposition et les effets sur la santé, utilisées pour caractériser le risque.

8.3.2.2 Exposition par les produits disponibles aux consommateurs

Aux fins de la caractérisation des risques, le tableau 8-11 présente les estimations de l’exposition par voie cutanée et par inhalation, ainsi que les estimations de l’exposition combinée par ces 2 voies, et les ME résultantes, pour les gazoles et les kérosènes du sous-groupe 2, lors de l’utilisation de produits disponibles aux consommateurs. Pour chaque catégorie de produits disponibles aux consommateurs, les estimations de l’exposition sont présentées d’abord pour la voie cutanée, puis par inhalation et enfin pour l’exposition combinée. L’annexe E présente les doses estimatives de l’exposition et les ME pour des scénarios avec des produits spécifiques.

Abréviation : ME = marge d’exposition.
^a Dose interne (mg/kg p.c./j) = concentration moyenne dans l’air le jour de l’exposition (mg/m³) × taux d’inhalation (m³/jour) / poids corporel (kg).
^b La concentration entraînant des effets critiques sur la santé utilisée pour ces expositions combinées par voie cutanée et par inhalation est une DMENO ajustée de 176 mg/kg p.c./j, établie d’après la toxicité maternelle et la toxicité pour les fœtus observées dans une étude de toxicité pour le développement prénatal par inhalation chez des souris CD-1 exposées à un naphta aromatique à point d’éclair élevé entre les JG 6 et 15. On a calculé cette DMENO ajustée en transformant la CMENO de 102 ppm, établie d’après l’étude de toxicité pour le développement prénatal par inhalation, en une dose interne qui tenait compte du taux d’inhalation des animaux (m³/j), de leur poids corporel (kg) et de facteurs d’ajustement temporel (nombre d’heures d’exposition/24 h; nombre de jours d’exposition dans une semaine/7 j). Les taux d’inhalation pour les animaux ont été déterminés à l’aide de l’équation présentée dans Bide et al. (2000). Le poids corporel des animaux a été établi d’après le rapport d’étude, lorsqu’il était disponible. Sinon, on a utilisé les valeurs par défaut présentées dans Meek et al. (1994). ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).
^c Pour calculer l’exposition générale par voie cutanée, on applique un facteur d’absorption cutanée de 75 % à la valeur d’exposition cutanée externe.

Pour ce qui est des substances du sous-groupe 2, une comparaison entre la concentration associée à un effet critique et celle de l’exposition combinée estimative obtenue par voie cutanée et par inhalation a permis de calculer des ME comprises entre 49 et 2 100 (tableau 8‑11). Les ME pour l’exposition combinée par voie cutanée et par inhalation sont inférieures à 1 000 pour certains produits pour automobiles (protecteurs antirouille pour automobiles en aérosol/produits anticorrosion en aérosol), peintures et revêtements (peintures en aérosol et teintures pour le bois) et autres produits ménagers (produits de protection des tissus et du cuir). Ces ME inférieures à 1 000 pourraient être insuffisantes pour tenir compte des incertitudes dans les données sur l’exposition et les effets sur la santé, utilisées pour caractériser le risque. Tout comme avec les substances du sous-groupe 1, on constate des similarités dans les effets attendus sur la santé et les propriétés physico-chimiques des 2 substances du sous-groupe 2, et on s’attend à ce que ces substances soient utilisées de manière interchangeable dans des produits disponibles aux consommateurs. Bien que les ME pour ces 2 substances pourraient être insuffisantes, on estime que la caractérisation des risques s’applique aux 2 substances du sous-groupe 2. Les expositions possibles découlant de l’utilisation simultanée de divers produits (par exemple, produits pour automobiles) n’ont pas été cumulées, car les risques ont été établis pour des scénarios avec les substances prises isolément. Cependant, les personnes qui utilisent plusieurs produits contenant ces substances pourraient être exposées à des concentrations plus élevées et donc à un risque plus important.

8.3.3 Composants HAP et BTEX des gazoles et des kérosènes

Dans l’eau potable, il devrait y avoir peu de HAP ou de BTEX provenant des GKUPDC. Il existe des recommandations fédérales canadiennes, provinciales et municipales et d’autres mécanismes, y compris des règlements, qui limitent les concentrations de certains HAP et BTEX dans l’eau potable municipale, dans certains rejets d’égout ainsi que dans les eaux de surface qui pourraient servir de sources d’eau potable. Mentionnons entre autres, à l’échelle fédérale, provinciale et municipale, les documents suivants : Ontario 1994; CCME 1999; Ottawa 2011; British Columbia Ministry of Environment and Climate Change 2020; Santé Canada 2020; Alberta Environment and Parks 2021; Ontario 2022; Ottawa 2022a et Québec 2022. Par exemple, plusieurs analyses de l’eau potable municipale dans des grands centres urbains (Calgary 2021; Hamilton 2021; Montréal 2021; Toronto 2021; Metro Vancouver 2022; Ottawa 2022b) ont montré que les concentrations d’HAP et de BTEX mesurées étaient inférieures aux concentrations maximales acceptées indiquées dans le présent document, lesquelles sont soit égales aux Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada, soit plus strictes (RQEPC, Santé Canada 2020). Certaines provinces ou certains territoires adoptent les RQEPC par voie législative, tandis que d’autres les utilisent comme lignes directrices. Ainsi, chaque province ou territoire a la possibilité d’élaborer ou d’adopter les normes de qualité de l’eau potable répondant à ses besoins. On s’attend généralement à ce qu’une eau de surface destinée à être utilisée comme eau potable, une fois traitée par une station de traitement de l’eau potable, ne contienne aucune concentration d’HAP ou de BTEX provenant des GKUPDC qui serait jugée préoccupante pour la santé humaine.

Les analyses de la composition d’un total de 18 produits disponibles aux consommateurs contenant des gazoles et/ou des kérosènes du groupe des GKUPDC ont montré que ces produits pouvaient contenir certaines espèces d’HAP en concentrations allant de quelques ppb à quelques ppm (section 8.1.3). La concentration combinée maximale d’HAP contenue dans un produit (nettoyant pour moteurs) était de 0,0013 % en poids. Cela était principalement dû à la présence de naphtalène, avec une contribution plus faible de fluorène. Afin d’évaluer les risques possibles pour la santé humaine, on a utilisé des facteurs d’équivalence d’activité. Ces facteurs sont présentés dans le tableau 8-12. Dans le tableau 8-15, les HAP présents aux concentrations les plus élevées ont une faible puissance toxicologique par rapport au B[a]P.

Abréviations : B[a]P = benzo[a]pyrène; C_max = concentration maximale; N.D. = substance non détectée; HAP = hydrocarbures aromatiques polycycliques; ppm = parties par million.
^a Santé Canada 2015b. Le seuil de détection de la méthode était de 0,5 ou 1,0 ppb (0,0005 ou 0,001 ppm).
^b D’après Nisbet et LaGoy (1992).

Si l’on transforme les concentrations d’HAP détectés les plus élevées pour chaque HAP de l’ensemble des produits évalués, et si on utilise la moitié du SD pour chaque HAP non détecté, en équivalents de B[a]P, on obtient une concentration de B[a]P à la limite supérieure de 2,0 × 10^-2 ppm, ce qui est environ 25 fois plus faible que la limite des HAP individuels selon l’UE, soit 0,5 mg/kg (ppm), limite établie pour les jouets et articles pour enfants en caoutchouc et en plastique souple (ECHA 2018). Le risque pour la santé humaine découlant d’une exposition accidentelle possible à de faibles concentrations d’HAP, dues à leur présence dans des GKUPDC, est donc jugé faible.

Les doses estimatives de l’exposition par inhalation à court terme aux BTEX, lors de l’utilisation d’un nettoyant pour moteur et d’un vernis en pâte, ont été comparées aux points critiques de départ ou aux équivalents de dose interne des limites d’exposition à court terme, selon les LDQAIR, décrites à la section 8.2.3. Le potentiel d’exposition par inhalation à court terme aux BTEX, en raison de leur présence dans des GKUPDC, est jugé faible.

8.4 Incertitudes dans l’évaluation des risques pour la santé humaine

Les principales sources d’incertitudes sont présentées dans le tableau 8-14 ci‑dessous.

+ = Incertitude quant à la possibilité de surestimer l’exposition ou le risque; - = incertitude quant à la possibilité de sous-estimer l’exposition ou le risque; +/- = possibilité inconnue de surestimer ou de sous-estimer le risque.

9. Conclusion

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente ébauche d’évaluation, les 16 substances du groupe des GKUPDC présentent un faible risque d’effets nocifs pour l’environnement. Il est proposé de conclure que les 16 substances du groupe des GKUPDC ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas 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, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

À la lumière des renseignements contenus dans la présente ébauche d’évaluation, il est proposé de conclure que les 16 substances du groupe des GKUPDC satisfont au critère énoncé à l’alinéa 64c) de la LCPE, car elles pénètrent 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 proposé de conclure que les 16 substances du groupe des GKUPDC satisfont aux critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

Bibliographie

Air Force. 1989. The installation restoration program toxicology guide: volume 4. Contract no. 1891-‍A076-Al. Wright-Patterson Air Force Base (OH): Harry G. Armstrong Aerospace Medical Research Laboratory, Aerospace Medical Division, Air Force Systems Command. DOE Interagency Agreement No. 1891-A076-Al. (Disponible en anglais seulement).

Alberta Environment. 2001. Guidelines for the application of municipal wastewater sludges to agricultural lands. Edmonton (AB): Alberta Environment. [mis à jour le 1^er mars 2009; consulté le 19 août 2021]. (Disponible en anglais seulement).

Alberta Environment and Parks. 2021. Standards and guidelines for municipal waterworks, wastewater and storm drainage systems. Part 1: standards for municipal waterworks [PDF]. Edmonton (AB): Government of Alberta. [consulté le 28 novembre 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Andersen I, Lundqvist GR, Mølhave L, Pedersen OF, Proctor DF, Væth M, Wyon DP. 1983. Human response to controlled levels of toluene in six-hour exposures. Scand J Work Environ Health. 9:405-418. (Disponible en anglais seulement).

API [American Petroleum Institute]. 2010a. High production volume (HPV) chemical challenge program. Kerosene/jet fuel category assessment document [PDF]. Washington (DC): American Petroleum Institute. [consulté le 18 janvier 2022]. (Disponible en anglais seulement).

API [American Petroleum Institute]. 2010b. Robust summary of information on kerosene/jet fuel [PDF]. Washington (DC): American Petroleum Institute. [mis à jour le 1^er septembre 2010; consulté le 18 janvier 2022]. Consortium Registration #1100997. (Disponible en anglais seulement).

API [American Petroleum Institute]. 2012a. High production volume (HPV) chemical challenge program. Gas oils category analysis document and hazard characterization [PDF]. Washington (DC): American Petroleum Institute. [consulté le 18 janvier 2022]. (Disponible en anglais seulement).

API [American Petroleum Institute]. 2012b. Robust summary of information on gas oils [PDF]. Washington (DC): American Petroleum Institute. [mis à jour le 23 octobre 2012; consulté le 18 janvier 2022]. Consortium Registration #1100997. (Disponible en anglais seulement).

API [American Petroleum Institute]. 2014a. Gas oils analytical data (spreadsheet). Washington (DC): American Petroleum Institute. [consulté le 1^erjuin 2017]. (Disponible en anglais seulement).

API [American Petroleum Institute]. 2014b. Kerosene-jet fuel analytical data (spreadsheet). Washington (DC): American Petroleum Institute. [consulté le 1^er juin 2017]. (Disponible en anglais seulement).

ATSDR [Agency for Toxic Substances and Disease Registry]. 1995. Toxicological profile for fuel oils [PDF]. Atlanta (GA): U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service. [consulté le 18 janvier 2022]. (Disponible en anglais seulement).

ATSDR [Agency for Toxic Substances and Disease Registry]. 2005. Toxicological profile for naphthalene, 1-methylnaphthalene, and 2-methylnaphthalene [PDF]. Atlanta (GA): U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service. [consulté le 20 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

ATSDR [Agency for Toxic Substances and Disease Registry]. 2017. Toxicological profile for JP-5 JP-8, and Jet A fuels [PDF]. Atlanta (GA): U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service. [consulté le 10 février 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Auteurs anonymes. 1978. Initial submission: chronic dermal toxicity study of (final report) with cover letter dated 02/25/92 (sanitized). Report No. OTS0533985. Available from: NTIS, Springfield, VA. (Disponible en anglais seulement).

Banerjee S. 1984. Solubility of organic mixtures in water. Environ Sci Technol. 18:587-591. (Disponible en anglais seulement).

Batterman S, Chunrong J, Hatzivasilis G. 2007. Migration of volatile organic compounds from attached garages to residences: a major exposure source. Environ Res. 104:224-240. (Disponible en anglais seulement).

BDIPSN [Base de données d’ingrédients de produits de santé naturels]. [Modifié le 9 avril 2022]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 1^er juin 2022].

BDPSNH [Base de données des produits de santé naturels homologués]. [Modifié le 8 septembre 2021]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 1^er juin 2022].

Bernard A, Houssin A, Ficheux AS, Wesolek N, Nedelec AS, Bourgeois P, Hornez N, Batardière A, Misery L, Roudot AC. 2016. Consumption of hair dye products by the French women population: usage pattern and exposure assessment. Food Chem Toxicol. 88:123-132. (Disponible en anglais seulement).

Bide RW, Armour SJ, Yee E. 2000. Allometric respiration/body mass data for animals to be used for estimates of inhalation toxicity to young adult humans. J Appl Toxicol. 20(4):273-90. (Disponible en anglais seulement).

Biesterbos JH, Dudzina, T, Delmaar CJE, Bakker MI, Russel FGM, von Goetz N, Scheepers, PTJ, Roeleveld N. 2013. Usage patterns of personal care products: important factors for exposure assessment. Food Chem Toxicol. 55:8-17. (Disponible en anglais seulement).

Breglia R, Bui Q, Burnett D, Koschier F, Lapadula E, Podhasky P, Schreiner C, White R. 2014. A 13-week dermal repeat-dose neurotoxicity study of hydrodesulfurized kerosene in rats. Int J Toxicol. 33 Suppl 1:685-775. (Disponible en anglais seulement).

Bremmer HF, Prud’homme de Lodder LCH, van Engelen JGM. 2006. Cosmetics fact sheet [PDF]. RIVM report 320104001/2006. [consulté le 6 octobre 2023]. (Disponible en anglais seulement).

British Columbia Ministry of Environment and Climate Change. 2020. Source drinking water quality guidelines: guideline summary [PDF]. Victoria (BC): Government of British Columbia. [consulté le 28 novembre 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Calgary. 2021. City of Calgary Glenmore water treatment plan summary. Calgary (AB): City of Calgary. [consulté le 28 novembre 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Canada. 1999. Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999), L.C., 1999, ch. 33, Gazette du Canada, Partie III, vol. 22, nº 3.

Canada [ministère de l’Environnement]. 2008. Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999), article 71 : Avis concernant certaines substances pétrolières de priorité élevée [PDF]. Gazette du Canada, Partie I, vol. 142, nº 10, p. 553-566.

Canada [ministère de l’Environnement]. 2009. Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999), article 71 : Avis concernant certaines substances pétrolières de priorité élevée pouvant être limitées à l’industrie [PDF]. Gazette du Canada, Partie I, vol. 143, nº 30, p. 2134-2147.

Canada [ministère de l’Environnement]. 2011. Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999), article 71 : Avis concernant certaines substances pétrolières de priorité élevée apparaissant sur la Liste intérieure. Gazette du Canada, Partie I, vol. 145, nº 51, p. 3740-3762.

Canada [ministère de l’Environnement]. 2015. Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999), article 71 : Avis concernant certaines substances pétrolières prioritaires de la Liste intérieure [PDF]. Gazette du Canada, Partie I, vol. 149, nº 30, p. 1979-1991.

Cappaert NLM, Klis SFL, Baretta AB, Muijser H, Smoorenburg GF. 2000. Ethyl benzene-induced ototoxicity in rats: a dose-dependent mid-frequency hearing loss. J Assoc Res Otolaryngol. 1(4):292-299. (Disponible en anglais seulement).

CCME [Conseil canadien des ministres de l’environnement]. 1999. Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux : protection de la vie aquatique – Hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) [PDF]. Dans : Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement, 1999. Winnipeg (Man.), Conseil canadien des ministres de l’environnement. [Consulté le 30 mai 2022].

CCME [Conseil canadien des ministres de l’environnement]. 2008. Canada-wide standards for petroleum hydrocarbons (PHC) in soil: scientific rationale. Supporting technical document [PDF]. Winnipeg (Man.), Conseil canadien des ministres de l’environnement. [Consulté le 30 mai 2022]. Rapport nº : PN 1399. (disponible en anglais seulement).

CE [Commission européenne]. 2004. Directive 2004/93/CE de la Commission du 21 septembre 2004 portant modification de la directive 76/768/CEE du Conseil en vue de l’adaptation au progrès technique de ses annexes II et III. Journal officiel de l’Union européenne, L 300, vol. 13. [Consulté le 11 avril 2019].

CE [Commission européenne]. 2008. Règlement (CE) nº 1272/2008 du Parlement européen et du Conseil du 16 décembre 2008 relatif à la classification, à l’étiquetage et à l’emballage des substances et des mélanges, modifiant et abrogeant les directives 67/548/CEE et 1999/45/CE et modifiant le règlement (CE) nº 1907/2006. Ispra (IT), Commission européenne, Centre commun de recherche, Institut pour la santé et la protection du consommateur. [Consulté le 11 avril 2019].

Cermak JH, Stephenson GL, Birkholz D, Dixon DG. 2013. Investigation of the toxicokinetics of petroleum hydrocarbon distillates with the earthworm Eisenia andrei. Environ Toxicol Chem. 32:1006-1015 (Disponible en anglais seulement).

Clark CR, Walter MK, Ferguson PW, Katchen M. 1988. Comparative dermal carcinogenesis of shale and petroleum-derived distillates. Toxicol Ind Health. 4(1):11-22. (Disponible en anglais seulement).

Clark CR, McKee RH, Freeman JJ, Swick D, Mahagaokar S, Pigram G, Roberts LG, Smulders CJ, Beatty PW. 2013. A GHS-consistent approach to health hazard classification of petroleum substances, a class of UVCB substances. Reg Toxicol Pharmacol. 67(3):409-420. (Disponible en anglais seulement).

Clark DG, Butterworth ST, Martin JG, Roderick HR, Bird MG. 1989. Inhalation toxicity of high flash aromatic naphtha. Toxicol Ind Health. 5(3):415-428. (Disponible en anglais seulement).

CONCAWE [Conservation of Clean Air and Water in Europe]. 1995. Kerosines/jet fuels. Prepared by CONCAWE’s Petroleum Products and Health Management Groups. Brussels (BE): CONCAWE. Product Dossier No. 94/106. (Disponible en anglais seulement).

CONCAWE [Conservation of Clean Air and Water in Europe]. 1996a. Gas oils (diesel fuels/heating oils). Brussels (BE): CONCAWE. Product Dossier No. 95/107. Prepared by CONCAWE’s Petroleum Products and Health Management Groups. (Disponible en anglais seulement).

CONCAWE [Conservation of Clean Air and Water in Europe]. 1996b. Environmental risk assessment of petroleum substances: hydrocarbon block method. Brussels (Belgium): CONCAWE. Report No. 96/52. Prepared by members of CONCAWE’s Petroleum Products Ecology Group (King DJ, Lyne RL, Girling A, Peterson DR, Stephenson R, Short D). (Disponible en anglais seulement).

CONCAWE [Conservation of Clean Air and Water in Europe]. 2001. Environmental classification of petroleum substances - summary data and rationale. Brussels (BE): CONCAWE. Report No. 01/54. Prepared by CONCAWE Petroleum Products Ecology Group. (Disponible en anglais seulement).

CONCAWE [Conservation of Clean Air and Water in Europe] 2010. Review of dermal effects and uptake of petroleum hydrocarbons. Brussels (BE): CONCAWE. Report No. 5/10. Prepared for CONCAWE’s Health Management Group. (Disponible en anglais seulement).

CONCAWE [Conservation of Clean Air and Water in Europe]. 2022. Hazard classification and labelling of petroleum substances in the European Economic Area – 2021. Brussels (BE): CONCAWE. Report No. 1/22. (Disponible en anglais seulement).

ConsExpo Web [consumer exposure web model]. 2021. Ver. 1.1.0. Bilthoven (NL): Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [National Institute for Public Health and the Environment]. (Disponible en anglais seulement).

Cooper JR, Mattie DR. 1996. Developmental toxicity of JP-8 jet fuel in the rat. J Appl Toxicol. 16(3):197-200. (Disponible en anglais seulement).

Crisp AJ, Bhalla AK, Hoffbrand BI. 1979. Acute tubular necrosis after exposure to diesel oil. Brit Med J. 2:177. (Disponible en anglais seulement).

Curry P, Kramer G, Newhook R, Sitwell J, Somers D, Tracy B, Oostdam JV. 1993. Valeurs de référence pour la population canadienne. Ottawa (Ont.), Santé Canada, Groupe de travail sur les valeurs de référence de la Direction de l’hygiène du milieu. (Disponible en anglais seulement).

DeWitt MJ, Corporan E, Graham J, Minus D. 2008. Effects of aromatic type and concentration in Fischer− Tropsch fuel on emissions production and material compatibility. Energy Fuels. 22(4):2411-2418. (Disponible en anglais seulement).

Di Toro DM, McGrath JA, Stubblefield WA. 2007. Predicting the toxicity of neat and weathered crude oil: toxic potential and the toxicity of saturated mixtures. Environ Tox Chem. 26(1):24-36. (Disponible en anglais seulement).

Dobbs RA, Wang L, Govind R. 1989. Sorption of toxic organic compounds on wastewater solids: correlation with fundamental properties. Environ Sci Technol. 23:1092-1097. (Disponible en anglais seulement).

Douglas JF, McKee RH, Cagen SZ, Schmitt SL, Beatty PW, Swanson MS, Schreiner CA, Ulrich CE, Cockrell BY. 1993. A neurotoxicity assessment of high flash aromatic naphtha. Toxicol Ind Health. 9:1047-1058. (Disponible en anglais seulement).

ECB [European Chemicals Bureau]. 2000a. IUCLID dataset for distillates (petroleum), hydrotreated middle, CAS RN 64742-46-7. Ispra (IT): European Chemicals Bureau, European Commission. (Disponible en anglais seulement).

ECB [European Chemicals Bureau]. 2000b. IUCLID dataset for distillates (petroleum), solvent-refined middle, CAS RN 64741-91-9. Ispra (IT): European Chemicals Bureau, European Commission. (Disponible en anglais seulement).

ECB [European Chemicals Bureau]. 2000c. IUCLID dataset for distillates (petroleum), acid-treated middle, CAS RN 64742-13-8. Ispra (IT): European Chemicals Bureau, European Commission. (Disponible en anglais seulement).

ECB [European Chemicals Bureau]. 2000d. IUCLID dataset for gas oils (petroleum), hydrodesulfurized, CAS RN 64742-79-6. Ispra (IT): European Chemicals Bureau, European Commission. (Disponible en anglais seulement).

ECB [European Chemicals Bureau]. 2000e. IUCLID dataset for distillates (petroleum), light hydrocracked, CAS RN 64741-77-1. Ispra (IT): European Chemicals Bureau, European Commission. (Disponible en anglais seulement).

ECB [European Chemicals Bureau]. 2003. Technical guidance document on risk assessment in support of Commission Directive 93/67/EEC on risk assessment for new notified substances and Commission Regulation (EC) No 1488/94 on risk assessment for existing substances. Luxembourg City (LU): European Chemicals Bureau. (Disponible en anglais seulement).

ECCC [Environnement et Changement climatique Canada]. 2016a. Données recueillies en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) : Avis concernant certaines substances pétrolières prioritaires de la Liste intérieure. Données préparées par ECCC, Santé Canada; Programme des substances existantes.

ECCC [Environnement et Changement climatique Canada]. 2016b. Rapport sur les données sur les substances pétrolières recueillies dans le cadre d’une initiative de collecte de données à participation volontaire. Données préparées par ECCC, Santé Canada; Programme des substances existantes.

ECCC [Environnement et Changement climatique Canada]. 2022. Document de référence : propriétés, effets sur l’environnement et autres données. Gatineau (Qué.), ECCC. Données à l’appui de l’évaluation des gazoles et des kérosènes restreints à l’industrie. Offert sur demande : substances@ec.gc.ca.

ECCC [Environnement et Changement climatique Canada]. 2023. Document de référence : Effets sur l’environnement et autres données. Gatineau (Qué.), ECCC. Données à l’appui de l’évaluation des gazoles et des kérosènes à utilisations dans des produits disponibles aux consommateurs. Offert sur demande : substances@ec.gc.ca.

ECCC, SC [Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada]. 2016a. Rapport d’évaluation préalable – Éthylbenzène [PDF]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 16 mars 2018].

ECCC, SC [Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada]. 2016b. Ébauche d’évaluation préalable – Acide borique, ses sels et ses précurseurs. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

ECCC, SC [Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada]. [modifié le 12 mars 2017]. Catégorisation de substances chimiques. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 14 mai 2020].

ECCC, SC [Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada]. 2019. Ébauche d’évaluation préalable – Gazoles et kérosènes. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 22 décembre 2021].

ECCC, SC [Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada]. 2023a. Évaluation : gazoles et kérosènes restreints aux industries. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

ECCC, SC [Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada]. 2023b. Ébauche d’évaluation – Groupe des naphtas de bas point d’ébullition. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

ECHA [European Chemicals Agency]. 2011. Annex 1: background document to the opinion proposing harmonised classification and labelling at community level of white spirit [PDF]. Helsinki (FI): ECHA. [consulté le 10 mai 2022]. (Disponible en anglais seulement).

ECHA [European Chemicals Agency]. 2016. Guidance on information requirements and chemical safety assessment [PDF]. Helsinki (FI): ECHA. Chapter R.16, Environmental exposure assessment, ver. 3.0. [consulté le 10 mai 2022]. (Disponible en anglais seulement).

ECHA [European Chemicals Agency]. 2018. Guideline on the scope of restriction entry 50 of Annex XVII to REACH: polycyclic aromatic hydrocarbons in articles supplied to the general public [PDF]. Helsinki (FI): ECHA. [consulté le 6 octobre 2023]. (Disponible en anglais seulement).

ECHA [European Chemicals Agency]. 2020. Registration dossier for 1,2,4-trimethylbenzene; CAS RN 95-63-6. [consulté le 20 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

ECHA [European Chemicals Agency]. 2021. Registration dossier for ethylbenzene; CAS RN 100-41-4. [consulté le 20 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

ECHA [European Chemicals Agency]. 2022a. Brief profile for residues (petroleum), catalytic reformer fractionator; CAS RN 64741-67-9. [consulté le 22 décembre 2021]. (Disponible en anglais seulement).

ECHA [European Chemicals Agency]. 2022b. Registration dossier for kerosene (petroleum); CAS RN 8008-20-6. [consulté le 27 avril 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Environnement Canada. 2011a. Mise à jour de l’inventaire de la LIS. Données recueillies en vertu de l’article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999). Avis concernant certaines substances pétrolières de priorité élevée apparaissant sur la Liste intérieure. Données préparées par ECCC, Santé Canada; Programme des substances existantes.

Environnement Canada. 2011b. Mise à jour de l’inventaire de la LIS. Données recueillies en vertu de l’article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999). Avis concernant certaines substances pétrolières de priorité élevée pouvant être limitées à l’industrie. Données préparées par ECCC, Santé Canada; Programme des substances existantes.

Environnement Canada. 2012. Mise à jour de l’inventaire de la LIS. Données recueillies en vertu de l’article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999). Avis concernant certaines substances pétrolières de priorité élevée apparaissant sur la Liste intérieure. Données préparées par ECCC, Santé Canada; Programme des substances existantes.

Environnement Canada. 2014. Base de données interne des fabriques de pâtes et papier au Canada. Gatineau (Qué.), Environnement Canada, Direction générale de l’intendance environnementale.

Environnement Canada, Santé Canada. 1993. Liste des substances d’intérêt prioritaire – Rapport d’évaluation – Benzène [PDF]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 10 mai 2018].

Environnement Canada, Santé Canada. 1994. Liste des substances d’intérêt prioritaire – Rapport d’évaluation – Hydrocarbures aromatiques [PDF]. Ottawa (Ont.). [Consulté le 9 avril 2018].

Environnement Canada, Santé Canada. 2011. Évaluation préalable – Approche pour le secteur pétrolier – Gazoles [restreints aux installations], numéro au registre du Chemical Abstracts Service 68333-25-5. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 6 janvier 2021].

Environnement Canada, Santé Canada. 2013. Évaluation préalable finale – Approche pour le secteur pétrolier – Gazoles [restreints aux industries], numéros au registre du Chemical Abstracts Service 64741‑59-9, 64741-82-8. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 6 janvier 2021].

Environnement Canada, Santé Canada. 2014. Évaluation préalable finale – Approche pour le secteur pétrolier – Carburants aviation [carburants], numéros au registre du Chemical Abstracts Service 64741‑86-2, 64741-87-3, 64741-27-5. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 6 janvier 2021].

Environnement Canada, Santé Canada. 2015. Évaluation préalable finale – Approche pour le secteur pétrolier – Fuel-oil nº 2 [combustibles], numéro au registre du Chemical Abstracts Service 68476-30-2. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 6 janvier 2021].

EPI Suite [Estimation Programs Interface Suite] [modèles d’estimation]. 2008. Ver. 3.4. Washington (DC): US Environmental Protection Agency. (Disponible en anglais seulement).

Ernstgård L, Gullstrand E, Lof A, Johanson G. 2002. Are women more sensitive than men to 2-propanol and m-xylene vapours? J Occup Environ Med. 59(11):759-767. (Disponible en anglais seulement).

Ficheux AS, Wesolek N, Chevillotte G, Roudot AC, 2015. Consumption of cosmetic products by the French population. First part: frequency data. Food Chem Toxicol. 78:159-169. (Disponible en anglais seulement).

Ficheux AS, Chevillotte G, Wesolek N, Morisset T, Dornic N, Bernard A, Bertho A, Romanet A, Leroy L, Mercat AC, et al. 2016a. Consumption of cosmetic products by the French population second part: amount data. Food Chem Toxicol. 90:130-141. (Disponible en anglais seulement).

Ficheux AS, Bernard A, Chevillotte G, Dornic N, Roudot AC. 2016b. Probabilistic assessment of exposure to hair cosmetic products by the French population. Food Chem Toxicol. 92:205-216. (Disponible en anglais seulement).

Fischer T, Bjarnason B. 1996. Sensitizing and irritant properties of 3 environmental classes of diesel oil and their indicator dyes. Contact Derm. 34:309-315. (Disponible en anglais seulement).

Freeman JJ, Federici TM, McKee RH. 1993. Evaluation of the contribution of chronic skin irritation and selected compositional parameters to the tumorigenicity of petroleum middle distillates in mouse skin. Toxicology. 81:103-112. (Disponible en anglais seulement).

Fujihara J, Hieda Y, Tsujino Y, Xue Y, Takayama K, Kimura K, Dekio S. 2004. The levels of kerosene components in biological samples after repeated dermal exposure to kerosene in rats. Leg Med. 6(2):109‑16. (Disponible en anglais seulement).

Garcia-Hidalgo E, von Goetz N, Siegrist M, Hungerbühle K. 2017. Use-patterns of personal care and household cleaning products in Switzerland. Food Chem Toxicol. 99:24-39. (Disponible en anglais seulement).

Gavrilescu M, Teodosiu C, Gavrilescu D, Lupu L. 2008. Strategies and practices for sustainable use of water in industrial papermaking processes. Eng Life Sci. 8:99-124. (Disponible en anglais seulement).

Gaworski CL, MacEwen JD, Vernot EH, Haun CC, Leahy HF. 1985. Evaluation of the 90-day inhalation toxicity of petroleum and oil shale JP-5 jet fuel. Wright-Patterson Air Force Base (OH): Air Force Aerospace Medical Research Laboratory, Aerospace Medical Division, Air Force Systems Command. AFAMRL-TR-85-035. (Disponible en anglais seulement).

Gomez-Berrada MP, Gautier F, Parent-Massin D, Ferret PJ. 2013. Retrospective exposure data for baby and children care products: an analysis of 48 clinical studies. Food Chem Toxicol. 57:185-194. (Disponible en anglais seulement).

Gomez-Berrada MP, Ficheux AS, Dahmoul Z, Roudot AC, Ferret PJ. 2017. Exposure assessment of family cosmetic products dedicated to babies, children and adults. Food Chem Toxicol. 103:56-65. (Disponible en anglais seulement).

Hamilton. 2021. Drinking water systems annual water quality and summary report [PDF]. Hamilton (ON): City of Hamilton. [consulté le 28 novembre 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Hass U, Ladefoged O, Lam HR, Ostergaard G, Lund SP, Simonsen L. 2001. Behavioral effects in rats after prenatal exposure to dearomatized white spirit. Pharm Toxicol. 89:201-207. (Disponible en anglais seulement).

HSPA [Hydrocarbon Solvents Producers Association]. 2018. Hydrocarbon solvents REACH registrations, CAS - EC number relationship [PDF]. [consulté le 5 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

IARC. 1989. IARC Working Group on the evaluation of carcinogenic risks to humans. Jet fuel. IARC Monogr Eval Carcinog Risks Hum. 45:203-219. (Disponible en anglais seulement).

IITRI [IIT Research Institute]. 1988. Initiation/promotion bioassay of Amoco HAB-500 (1986) in CD-1 mice (promotion bioassay). Final report. IITRI Project No. L8100. Study sponsored by Amoco Corporation. Report No. OTS05105494. Available from: NTIS, Springfield, VA. (Disponible en anglais seulement).

Industrie Canada. 2012. Statistiques relatives à l’industrie canadienne. Base de données sur la structure des industries canadiennes, décembre 2012. Statistiques pour : fabrication de produits en caoutchouc et en plastique, fabrication de produits métalliques, fabrication des machines, et fabrication de matériel de transport. [Consulté le 28 janvier 2015].

INRP [Inventaire national des rejets de polluants]. 2018. Tableaux de données pour une année, par installation – Rejets, transferts et éliminations : données INRP 2017. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Modifié le 28 février 2022; consulté le 11 juillet 2022]. Disponible sur demande.

INRP [Inventaire national des rejets de polluants]. 2020. Tableaux de données pour une année, par installation – Rejets, transferts et éliminations : données INRP 2019. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Modifié le 28 février 2022; consulté le 11 juillet 2022].

INRP [Inventaire national des rejets de polluants]. 2021. Déclaration de composés organiques volatils à l’Inventaire national des rejets de polluants. Gatineau (Qué.), Environnement et Changement climatique Canada. [Consulté le 20 juillet 2022].

Institute of Petroleum. 1992. Test Standard IP 346, determination of polycyclic aromatics in unused lubricating base oils and asphaltene free petroleum fractions - dimethyl sulphoxide extraction refractive index method. London (GB): Energy Institute. (Disponible en anglais seulement).

Jee SH, Wang JD, Sun CC, Chao YF. 1986. Prevalence of probable kerosene dermatoses among ball-bearing factory workers. Scand J Work Environ Health. 12(1):61-65. (Disponible en anglais seulement).

Jokuty P, Whiticar S, Wang Z, Fingas M, Fieldhouse B, Lambert P, Mullin J. 1999. Properties of crude oils and oil products, volume 2. Ottawa (Ont.), Environnement Canada, Centre de technologie environnementale. Série de rapports nº EE-165. (Disponible en anglais seulement).

Keller KA, Snyder CA. 1988. Mice exposed in utero to 20 ppm benzene exhibit altered numbers of recognizable hematopoietic cells up to seven weeks after exposure. Fund Appl Toxicol. 10(2):224-32. (Disponible en anglais seulement).

Kim D, Andersen ME, Nylander-French LA. 2006. Dermal absorption and penetration of jet fuel components in humans. Toxicol Lett. 165(1):11-21. (Disponible en anglais seulement).

Kim M, Guerra P, Theocharides M, Barclay K, Smyth SA and Alaee M. 2013. Polybrominated diphenyl ethers in sewage sludge and treated biosolids: effect factors and mass balance. Water Research 47: 6496-6505. (Disponible en anglais seulement).

Korinth G, Geh S, Schaller KH, Drexler H. 2003. In vitro evaluation of the efficacy of skin barrier creams and protective gloves on percutaneous absorption of industrial solvents. Int Arch Occup Environ Health. 76(5):382-386. (Disponible en anglais seulement).

Löf A, Lam HR, Gullstrand E, Øtergaard G, Ladefoged O. 1999. Distribution of dearomatised white spirit in brain, blood, and fat tissue after repeated exposure of rats. Pharmacol Toxicol. 85(4):92-7. (Disponible en anglais seulement).

Loretz LJ, Api AM, Barraj LM, Burdick J, Dressler WE, Gettings SD, Hsu HH, Pan YHL, Re TA, Renskers KJ, et al. 2005. Exposure data for cosmetic products: lipstick, body lotion, and face cream. Food Chem Toxicol. 43:279-291. (Disponible en anglais seulement).

Loretz L, Api AM, Barraj L, Burdick J, Davis DA, Dressler W, Gilberti E, Jarrett G, Mann S, Pan YHL, et al. 2006. Exposure data for personal care products: hairspray, spray perfume, liquid foundation, shampoo, body wash, and solid antiperspirant. Food Chem Toxicol. 44:2008-2018. (Disponible en anglais seulement).

Loretz LJ, Api AM, Babcock L, Barraj LM, Burdick J, Cater KC, Jarrett G, Mann S, Pan YHL, Re TA, et al. 2008. Exposure data for cosmetic products: facial cleanser, hair conditioner, and eye shadow. Food Chem Toxicol. 46:1516-1524. (Disponible en anglais seulement).

MacLean MM, Doe KG. 1989. The comparative toxicity of crude and refined oils to Daphnia magna and Artemia. Dartmouth (N.-É.), Environnement Canada, Direction de la protection de l’environnement. Rapport EE-111. [Accès restreint]. (Disponible en anglais seulement).

Mann MD, Pirie DJ, Wolfsdorf J. 1977. Kerosene absorption in primates. J Pediatr. 91(3):495-8. (Disponible en anglais seulement).

Mattie DA, Marit GB, Flemming CD, Cooper JR. 1995. The effects of JP-8 jet fuel on male Sprague-Dawley rats after a 90-day exposure by oral gavage. Toxicol Ind Health. 11(4):423-435. (Disponible en anglais seulement).

Mattie DR, Marit GB, Cooper JR, Sterner TR, Flemming CD. 2000. Reproductive effects on JP-8 jet fuel on male and female Sprague-Dawley rats after exposure by oral gavage. Wright-Patterson Air Force Base (OH): US Air Force Research Laboratory, Operational Toxicology Branch. AFRL-HE-WP-TR-2000-0067. (Disponible en anglais seulement).

Mattorano DA, Kupper LL, Nylander-French LA. 2004. Estimating dermal exposure to jet fuel (naphthalene) using adhesive tape strip samples. Ann Occup Hyg. 48(2):139-146. (Disponible en anglais seulement).

McDougal JN, Pollard DL, Weisman W, Garrett CM, Miller TE. 2000. Assessment of skin absorption and penetration of JP-8 jet fuel and its components. Toxicol Sci. 55(2):247-55. (Disponible en anglais seulement).

McKee RH, Wong ZA, Schmitt S, Beatty P, Swanson M, Schreiner CA, Schardein JL. 1990. The reproductive and developmental toxicity of high flash aromatic naphtha. Toxicol Ind Health. 6:441-460. (Disponible en anglais seulement).

Meek ME, Newhook R, Liteplo RG, Armstrong VC. 1994. Approach to assessment of risk to human health for priority substances under the Canadian Environmental Protection Act. J Environ Sci Health C. 12(2):105-134. (Disponible en anglais seulement).

Menzie CA, Potocki BB, Santodonato J. 1992. Exposure to Carcinogenic PAHs in the environment. Environ Sci Technol. 26(7):1278-1284. (Disponible en anglais seulement).

Metro Vancouver. 2022. Greater Vancouver water district 2021 water quality annual report. Burnaby (BC): Metro Vancouver. [consulté le 28 novembre 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Mikkelsen S, Joergensen M, Browne E, Gyldensted C. 1988. Mixed solvent exposure and organic brain damage. Acta Neurol Scand. 78:1-143. (Disponible en anglais seulement).

Montréal. 2021. Qualité de l’eau potable produite par les usines Atwater et Charles-J.-des-Baillets. Montréal (Qué.), Ville de Montréal. [Consulté le 28 novembre 2022].

Murray DAJ, Lockhart WL, Webster GRB. 1984. Analysis of the water-soluble fraction of crude oils and petroleum products by gas chromatography. Oil Petrochem Pollut. 2(1):39-46. (Disponible en anglais seulement).

NCI [National Chemical Inventories] [software]. 2015. Issue 2. Columbus (OH): American Chemical Society, Chemical Abstracts Service. (Disponible en anglais seulement).

Nessel CS, Priston RA, McKee RH, Cruzan G, Riley AJ, Hagemann R, Plutnick RT, Simpson BJ. 1998. A comprehensive evaluation of the mechanism of skin tumorigenesis by straight-run and cracked petroleum middle distillates. Toxicol Sci. 44:22-31. (Disponible en anglais seulement).

Nessel CS, Freeman JJ, Forgash RC, McKee RH. 1999. The role of dermal irritation in the skin tumor promoting activity of petroleum middle distillates. Toxicol Sci. 49:48-55. (Disponible en anglais seulement).

Nisbet ICT, LaGoy PK. 1992. Toxic equivalency factors (TEFs) for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs). Regul Toxicol Pharm. 16:290-300. (Disponible en anglais seulement).

NTP [National Toxicology Program (US)]. 1986. Toxicology and carcinogenesis studies of marine diesel fuel and JP-5 navy fuel (CAS No. 8008-20-6) in B6C3F1 mice (dermal studies). Research Triangle Park (NC): US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. (Disponible en anglais seulement).

OCDE [Organisation de coopération et de développement économiques]. 2004. Emission scenario document on lubricants and lubricant additives. Environment Directorate, Joint Meeting of the Chemicals Committee and the Working Party on Chemicals, Pesticides and Biotechnology. ENV/JM/MONO(2004)21. November 26. [Consulté le 28 novembre 2022]. (Disponible en anglais seulement).

OCDE [Organisation de coopération et de développement économiques]. 2009. Emission scenario documents on pulp, paper and board industry. Environment Directorate, Joint Meeting of the Chemicals Committee and the Working Party on Chemicals, Pesticides and Biotechnology. ENV/JM/MONO(2009)25. [Consulté le 28 novembre 2022] (Disponible en anglais seulement).

OCDE [Organisation de coopération et de développement économiques]. 2011. SIDS initial assessment profile: C14-C20 aliphatic [≤2% aromatic] hydrocarbon solvents category [PDF]. In: CoCAM-1 [Cooperative Chemicals Assessment Meeting]; 2011 Oct 10-12. [consulté le 26 janvier 2022]. (Disponible en anglais seulement).

OCDE [Organisation de coopération et de développement économiques]. 2012a. SIDS initial assessment profile: C9-C14 aliphatic [2-25% aromatic] hydrocarbon solvents category [PDF]. In: CoCAM-2 [Cooperative Chemicals Assessment Meeting]; 2012 Apr 17-19. [Consulté le 26 janvier 2022]. (Disponible en anglais seulement).

OCDE [Organisation de coopération et de développement économiques]. 2012b. SIDS initial assessment profile: C10-C13 aromatic hydrocarbon solvents category [PDF]. In: CoCAM-2 [Cooperative Chemicals Assessment Meeting]; 2012 Apr 17-19. [consulté le 26 janvier 2022]. (Disponible en anglais seulement).

OEHHA [Office of Environmental Health Hazard Assessment]. 2014. Benzene reference exposure levels: technical support document for the derivation of noncancer reference exposure levels: appendix D1 [PDF]. Sacramento (CA): California Environmental Protection Agency. [consulté le 4 août 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Ontario. 1994. Water management: policies, guidelines, provincial water quality objectives. Toronto (ON): Ontario Ministry of the Environment and Energy. [Mis à jour le 16 août 2021; consulté le 30 mai 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Ontario. 2022. Normes de qualité de l’eau potable de l’Ontario, Règlement de l’Ontario 169/03. Toronto (Ont.), gouvernement de l’Ontario. [Consulté le 28 novembre 2022].

Ottawa. 2011. Sewage use program: guide for discharging wastewater from industrial facilities [PDF]. Ottawa (Ont.), Ville d’Ottawa. [Consulté le 11 avril]. Programme sur l’utilisation des égouts – Guide sur le déversement d’eaux usées provenant d’installations industrielles. (Disponible en anglais seulement).

Ottawa. 2022a. Purification, qualité et distribution de l’eau potable. Ottawa (Ont.), Ville d’Ottawa. [Consulté le 3 mai 2022].

Ottawa. 2022b. Rapports annuels et résultats d’analyse sur la qualité de l’eau potable. Ottawa (Ont.), Ville d’Ottawa. [Consulté le 28 novembre 2022].

PetroTox [PetroTox estimation model]. 2011. Ver. 3.06. Conservation of Clean Air and Water in Europe (CONCAWE). Brussels (BE). [consulté le 16 mars 2018]. (Disponible en anglais seulement).

Québec. 2022. Règlement sur la qualité de l’eau potable q-2, r. 40. Québec (Qué.), gouvernement du Québec. [Consulté le 28 novembre 2022].

Ramirez-Martinez A, Granda-Torres P, Wesolek N, Ficheux AS, Roudot AC. 2015. Exposure of hairdressers to the main cosmetics used in hairdressing salons from France by means of a preliminary study. Arch Environ Occup Health. 71:247-258. (Disponible en anglais seulement).

RIVM [Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu] [National Institute for Public Health and the Environment]. 2006. Cosmetics fact sheet: to assess the risks for the consumer: Updated version for ConsExpo 4 [PDF]. Bilthoven (NL): RIVM. [consulté le 15 juillet 2022]. Report No.: 320104001/2006. (Disponible en anglais seulement).

RIVM [Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu] [National Institute for Public Health and the Environment]. 2007. Paint products fact sheet: to assess the risks for the consumer: mis à jour le version for ConsExpo4 [PDF]. Bilthoven (NL): RIVM. [consulté le 20 juillet 2022]. Report No.: 320104008/2007. (Disponible en anglais seulement).

RIVM [Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu] [National Institute for Public Health and the Environment]. 2014. General fact sheet: general default parameters for estimating consumer exposure – updated version 2014 [PDF]. Bilthoven (NL): RIVM. [consulté le 20 juillet 2022]. Report No.: 090013003. (Disponible en anglais seulement).

RIVM [Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu] [National Institute for Public Health and the Environment]. 2018. Cleaning products fact sheet: default parameters for estimating consumer exposure – updated version 2018 [PDF]. Bilthoven (NL): RIVM. [consulté le 19 juillet 2022]. Report No.: 2016-0179. (Disponible en anglais seulement).

RIVM [Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu] [National Institute for Public Health and the Environment]. 2021. Air fresheners fact sheet: default parameters for estimating consumer exposure – version 2021 [PDF]. Bilthoven (NL): RIVM. [consulté le 20 juillet 2022]. Report No.: 2021-0233. (Disponible en anglais seulement).

RIVM [Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu] [National Institute for Public Health and the Environment]. 2022. Do-it-yourself products fact sheet: default parameters for estimating consumer exposure – updated version 2022 [PDF]. Bilthoven (NL): RIVM. [consulté le 17 février 2023]. Report No.: 2022-0208. (Disponible en anglais seulement).

Santé Canada. 2002. Canadian PHED tables version 7. Ottawa (Ont), Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, Santé Canada. [accès restreint]. (Disponible en anglais seulement).

Santé Canada. 2011. Ligne directrice sur la qualité de l’air intérieur résidentiel – Toluène [PDF]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

Santé Canada. 2013. CMP survey 2012-2013: determination of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs). Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Accès restreint]. (Disponible en anglais seulement).

Santé Canada. 2015a. Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada – Document technique – Le toluène, l’éthylbenzène et les xylènes. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 16 mars 2018]. Nº au catalogue H144-20/2015F-PDF.

Santé Canada. 2015b. Pacific Rim Laboratories Inc. data report: PAHs. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Accès restreint]. (Disponible en anglais seulement).

Santé Canada. 2015c. Maxxam Analytics International Corporation data report: BTEX in various chemical material. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. (Disponible en anglais seulement).

Santé Canada. 2015d. Keep calm and use hand sanitizer – how much and how often. Bureau d’évaluation du risque des substances existantes et Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada. [Accès restreint]. Présenté au Forum scientifique de Santé Canada 2015. (Disponible en anglais seulement).

Santé Canada. 2017. Mise à l’essai de la sécurité des produits – Méthodes de chimie. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 2 octobre 2017].

Santé Canada. 2020. Personal care products workbook, recommended defaults. October 19, 2020. Internal draft. Ottawa (Ont.), Bureau d’évaluation du risque des substances existantes, Santé Canada. [accès restreint]. (Disponible en anglais seulement).

Santé Canada. 2022a. Liste des produits de formulation de l’ARLA [PDF]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 14 décembre 2022].

Santé Canada. [Modifié le 11 février 2022]. Facteurs d’exposition utilisés dans les évaluations des risques pour la santé humaine au Canada. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

Santé Canada. 2022b. Lignes directrices sur la qualité de l’air intérieur résidentiel – Les xylènes [PDF]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 15 mars 2023].

Schreiner CA, Edwards Da, McKee RH, Swanson M, Wong ZA, Schmitt S, Beatty P. 1989. The mutagenic potential of high flash aromatic naphtha. Cell Biol Toxicol. 5:169-188. (Disponible en anglais seulement).

Schreiner C, Bui Q, Breglia R, Burnett D, Koschier F, Podhasky P, Lapadula L, White R, Feuston M, Krueger A, et al. 1997. Toxicity evaluation of petroleum blending streams: reproductive and developmental effects of hydrodesulfurized kerosine. J Toxicol Environ Health. 52(3):211-229. (Disponible en anglais seulement).

SCCS [Scientific Committee on Consumer Safety]. 2015. The SCCS notes of guidance for the testing of cosmetic ingredients and their safety evaluation, 9th revision [PDF]. European Commission. [révisé le 25 avril 2016; consulté le 26 juillet 2022]. Report No. SCCS/1564/15. (Disponible en anglais seulement).

SCREEN3 [environmental exposure model]. 2013. Ver. 3.5.0. Research Triangle Park (NC): US Environmental Protection Agency, Office of Air Quality Planning and Standards, Emissions, Monitoring, and Analysis Division. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2005. Simoniz Ultra Protectant. Burlington (ON): Pennzoil-Quaker State Canada Inc. Offert sur demande. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2011a. G147, Ultimate Protectant (21-129A): G14716. Irvine (CA): Meguiar’s, Inc. Offert sur demande. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2011b. Rejuvenate kitchen and bathroom countertop polish and renewer. Miramar (FL): For Life Products Inc. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2012. Lamp oil. Mississauga (ON): Hofland. Offert sur demande. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2014. ATOSOL 200AN. Houston (TX): Total Petrochemicals and Refining USA, Inc. Offert sur demande. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2015a. Burner firestarter. Brøndby (DK): Burner International A/S. [Consulté le 13 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2015b. Montana X-treme bore solvent. Miles City (MT): Western Powders Inc. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2015c. M07, show car glaze (26-17A): M0716, M0764. Irvine (CA): Meguiar's, Inc. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2015d. Mothers California gold pure polish. Huntington Beach (CA), Mothers Polishes Waxes Cleaners. [Consulté le 14 juillet 2022].

SDS [Safety Data Sheet]. 2015e. Glade automatic spray refill clean linen. Racine (WI): SC Johnson and Son Inc. Offert sur demande. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2015f. Diluant à peinture. Montréal (Qué.), Recochem Inc. [Consulté le 22 juillet 2022].

SDS [Safety Data Sheet]. 2015g. Klean Heat. Memphis (TN): W. M. Barr [consulté le 16 avril 2023]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2015h. Stainless steel polish and cleaner. Pacific (MO), Sprayway, Inc.

SDS [Safety Data Sheet]. 2015i. Black magic tire wet trigger. Halton Hills (ON): ITW Permatex Canada. [consulté le 29 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2015j. Unvrsl sspr 6pk 11oz hd champagne mist. Vernon Hills (IL): Rust-Oleum Corporation. [consulté le 13 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2016a. Liquid paraffin candle blend soft light. Corona (CA): Sterno Products. [consulté le 5 mai 2023]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2016b. Orange Glo wood furniture 2-in-1 clean and polish. Ewing Township (NJ): Church and Dwight. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2016c. Woods canvas waterproofing. Brampton (ON): Empack Spraytech Inc. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2016d. Woods canvas waterproofing spray. Brampton (ON): Empack Spraytech Inc. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2016e. Beauti-tone. Burford (ON): Home Hardware Stores Limited. Offert sur demande. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2016f. Strust 11oz 6pk neverwet boot and shoe. Vernon Hills (IL): Rust-Oleum Corporation. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2017a. Honey goo XXX penetrant. Brampton (ON): Kleen-Flo Tumbler Ind Limited. [consulté le 13 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2017b. Nettoyant et protecteur pour l’intérieur Turtle Wax ICE Premium Care - Vaporisateur. Addison (IL), Turtle Wax, Inc. [Consulté le 13 juillet 2022].

SDS [Safety Data Sheet]. 2017c. Old English Lemon Oil Polish. Mississauga (Ont.), Reckitt Benckiser Inc. [Consulté le 14 juillet 2022].

SDS [Safety Data Sheet]. 2017d. Pledge nettoyant et poli à meubles avec huile d’orange naturelle. Brantford (Ont.), SC Johnson et Fils, Limitée.

SDS [Safety Data Sheet]. 2017e. Huile de lampes. Montréal (Qué.), Recochem Inc.

SDS [Safety Data Sheet]. 2017f. Strust qt 2pk gloss black. Vernon Hills (IL): Rust-Oleum Corporation. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2017g. R-O qt 2pk ult wd stn weathered gray. Vernon Hills (IL): Rust-Oleum Corporation. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2018a. ODC-15 drilling fluid base oil. Houston (TX): Sasol Chemicals (USA) LLC. [consulté le 12 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2018b. Engine Brite heavy duty engine degreaser. Indian Trail (NC): RSC Chemical Solutions. [consulté le 13 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2018c. Circa 1850 vernis en pâte antique. Montréal (Qué.), Swing Paints Limited. [Consulté le 13 juillet 2022].

SDS [Safety Data Sheet]. 2018d. G147, ultimate protectant (21-129A): G14716. Irvine (CA): Meguiar's, Inc. [consulté le 13 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2018e. Rohper 1-GL 2pk F-style neverwet fabric. Vernon Hills (IL): Rust-Oleum Corporation. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2018f. WD-40 Specialist® silicone – quick drying. Shelton (CT): Industrial Health & Safety Consultants, Inc. [consulté le 13 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2018g. Autorf + lspr 6pk auto pro undercoating. Vernon Hills (IL): Rust-Oleum Corporation. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2019a. Goo Gone. Gurnee (IL): Goo Gone. [consulté le 30 août 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2019b. Spray gel. Gurnee (IL): Goo Gone. [consulté le 30 août 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2019c. Goo Gone pro-power goo and adhesive remover. Gurnee (IL): Goo Gone. [consulté le 30 août 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2019d. White diamond metal polish with long lasting sealant. Boone (IA): Schultz Laboratories, Inc. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2020a. Liquid wrench lubricating oil. Indian Trail (NC): Blumenthal Brands Integrated, LLC. [consulté le 13 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2020b. Leather and vinyl conditioner. Miramar (FL): Rejuvenate Marine. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2020c. Kilz original interior primer. Imperial (MO): Masterchem Industries LLC. [consulté le 31 août 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2021a. LePage PL premium 100% polyurethane construction adhesive. Rocky Hill (CT), Henkel Corporation. [Consulté le 14 juillet 2022].

SDS [Safety Data Sheet]. 2021b. Goo Gone Pro-Power. Gurnee (IL): Goo Gone. [consulté le 30 août 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2021c. Air wick essential mist - refreshing watermelon & berries. Mississauga (ON): Reckitt Benckiser (Canada) Inc. [consulté le 2 mai 2023]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2021d. Clear paste wax. Kennesaw (GA): Beaumont Products, Inc. [consulté le 13 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2022a. 3M headliner adhesive 38808. St. Paul (MN): 3M. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2022b. AutoRF + SSPR 6pk 2X Acrylc ENML FLT BLK. Vernon Hills (IL): Rust-Oleum Corporation. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2022c. Shield H2O 11oz 6pk fabric. Vernon Hills (IL): Rust-Oleum Corporation. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2022d. MINWAX® WOOD FINISH® true black. Cleveland (OH), MINWAX Company. [Consulté le 14 juillet 2022].

SDS [Safety Data Sheet]. 2022e. MINWAX® POLYSHADES® interior stain & polyurethane satin finish antique walnut. Cleveland (OH): MINWAX Company. [consulté le 14 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

SDS [Safety Data Sheet]. 2022f. Diesel fuel. Calgary (AB): Petro-Canada. [consulté le 12 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Siemiatycki J, Dewar R, Nadon L, Gérin M, Richardson L, Wacholder S. 1987. Associations between several sites of cancer and twelve petroleum-derived liquids. Scand J Work Environ Health. 13:493-504. (Disponible en anglais seulement).

Skisak C. 1991. The role of chronic acanthosis and subacute inflammation in tumor promotion in CD-1 mice by petroleum middle distillates. Toxicol Appl Pharmacol. 109(3):399-411. (Disponible en anglais seulement).

Staikova M, Messih P, Lei YD, Wania F, Donaldson DJ. 2005. Prediction of subcooled vapor pressures of nonpolar organic compounds using a one-parameter QSPR. J Chem Eng Data. 50(2):438-443. (Disponible en anglais seulement).

Statistique Canada. 2009. Utilisation industrielle de l’eau [PDF]. Division des comptes et de la statistique de l’environnement, nº 16-401-X au catalogue, ISSN 1916-1522.

Statistique Canada. 2012. Custom tabulation of grooming products data from the Canadian Health Measures Survey Cycle 1 (2007-2009). Préparé pour le Bureau d’évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada par Statistique Canada. [Accès restreint]. (Disponible en anglais seulement).

Statistique Canada. 2017. Custom tabulation of grooming products data from the Canadian Health Measures Survey Cycle 2 (2010-2011). Préparé pour le Bureau d’évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada par Statistique Canada. [Accès restreint]. (Disponible en anglais seulement).

Susten AS, Niemeier RW, Simon SD. 1990. In vivo percutaneous absorption studies of volatile organic solvents in hairless mice II. Toluene, ethylbenzene and aniline. J Appl Toxicol. 10(3):217-225. (Disponible en anglais seulement).

Swigert JP, Lee C, Wong DCL, Podhasky P. 2014. Aquatic hazard and biodegradability of light and middle atmospheric distillate petroleum streams. Chemosphere. 108:1-9. (Disponible en anglais seulement).

Toronto. 2019. Toronto municipal code: chapter 681, sewers [PDF]. Toronto (ON): City of Toronto. [consulté le 11 avril 2019]. (Disponible en anglais seulement).

Toronto. 2021. Drinking water analysis summary 2021 [PDF]. Toronto (ON): City of Toronto. [consulté le 28 novembre 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Tsujino Y, Hieda Y, Kimura K, Eto H, Yakabe T, Takayama K, Dekio S. 2002. Distribution of kerosene components in rats following dermal exposure. Int J Legal Med. 116(4):207-211. (Disponible en anglais seulement).

Tsujino Y, Hieda Y, Kimura K, Dekio S. 2003. Dermal absorption of kerosene components in rats and the influence of its amount and area of exposure. Forensic Sci Int. 133(1-2):141-145. (Disponible en anglais seulement).

Turkall RM, Skowronski GA, Kadry AM, Abdel-Rahman MS. 1994. A comparative study of the kinetics and bioavailability of pure and soil-adsorbed naphthalene in dermally exposed male rats. Arch Environ Contam Toxicol. 26(4):504-509. (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 1993. Provisional guidance for quantitative risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons. Washington (DC): US EPA, Office of Research and Development. EPA/600/R-93/089 (NTIS PB94116571). (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 2003. Toxicological review of 2-methylnaphthalene; CAS No. 91-57-6 [PDF]. Integrated Risk Information System (IRIS) toxicological review. Washington (DC): US EPA, National Center for Environmental Assessment. [consulté le 10 mai 2022]. (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 2005. Memorandum: exemptions from the requirement of a tolerance for C9 rich aromatic hydrocarbons, C10-11 rich aromatic hydrocarbons, C11-12 rich aromatic hydrocarbons. Washington (DC): US EPA, Office of Prevention, Pesticides and Toxic Substances. (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 2009. Provisional peer-reviewed toxicity values for midrange aliphatic hydrocarbon streams [PDF]. Washington (DC): US EPA, Office of Research and Development, National Center for Environmental Assessment. [consulté le 17 août 2022]. (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 2011a. Screening level hazard characterization: kerosene/jet fuel category. Washington (DC): US EPA, Office of Pollution Prevention and Toxics. [Consulté le 27 avril 2022]. (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 2011b. Exposure factors handbook: 2011 edition. Washington (DC): US EPA, Office of Research and Development. [consulté le 18 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 2014. Priority pollutant list [PDF]. Washington (DC): US EPA. [consulté le 15 mai 2015]. (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 2016. Toxicological review of trimethylbenzenes; CAS RNs 25551-13-7, 95-63-6, 526-73-8, and 108-67-8 [PDF]. Washington (DC): US EPA, Integrated Risk Information System (IRIS), National Center for Environmental Assessment. [consulté le 3 février 2022]. (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 2019. Consumer Exposure Model. Ver. 2.1. Washington (DC): US EPA, Office of Pollution Prevention and Toxics. (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 2020. Risk evaluation for n-methylpyrrolidone (2-pyrrolidinone, 1-methyl-) (NMP) [PDF]. Washington (DC): US EPA, Office of Pesticide Programs. [consulté le 6 octobre 2023]. (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 2021a. Occupational pesticide handler unit exposure surrogate reference table [PDF]. Washington (DC): US EPA, Office of Chemical Safety and Pollution Prevention. [consulté le 18 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

US EPA [United States Environmental Protection Agency]. 2021b. 2021 EPA automotive trends report. [consulté le 18 juillet 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Verkkala E, Pfäffli P, Savolainen H. 1984. Comparison of local neurotoxicity of three white spirit formulations by percutaneous exposure of rat tail nerve. Toxicol Lett. 21:293-299. (Disponible en anglais seulement).

Versar. 1986. Standard scenarios for estimating exposure to chemical substances during use of consumer products: volume 1 and 2. Prepared for: United States Environmental Protection Agency. Washington, DC. EPA Contract No: 68-02-3968. (Disponible en anglais seulement).

Vurdiah L. 2015. Application of water network optimization at Mpact Ltd, Springs mill [PDF]. Master Dissertation, University of KwaZulu-Natal, South Africa. [Consulté le 28 novembre 2022]. (Disponible en anglais seulement).

Walborg EF, DiGiovanni J, Conti CJ, Slaga TJ, Freeman JJ, Steup DR, Skisak CM. 1998. Short-term biomarkers of tumor promotion in mouse skin treated with petroleum middle distillates. Toxicol Sci. 45:137-145. (Disponible en anglais seulement).

Weerdesteijn MCH, Bremmer HJ, Zeilmaker MJ, van Veen MP. 1999. Hygienic Cleaning Products used in the kitchen; Exposure and risks [PDF]. [Consulté le 6 octobre 2023]. RIVM Report 612810008. (Disponible en anglais seulement).

Westat. 1987. Household solvent products: A national usage survey. Washington (DC): US EPA. [consulté le 21 février 2023]. (Disponible en anglais seulement).

Williams JH. 1999. Regulations on additions of sludge-borne metals to soil and their adaptation to local conditions. In L’Hermite P (editor)’s Treatment and use of sewage sludge and liquid agricultural wastes, 243-250. London (GB): Commission of the European Communities. (Disponible en anglais seulement).

Wu X, Bennett DH, Ritz B, Cassady DL, Lee K, Hertz-Picciotto I. 2010. Usage pattern of personal care products in California households. Food Chem Toxicol. 48:3109-3119. (Disponible en anglais seulement).

Annexe A. Substances du Groupe des gazoles et des kérosènes à utilisations dans des produits disponibles aux consommateurs, évaluées dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques.

Annexe B. Composition en HAP de produits disponibles aux consommateurs au Canada

Abréviations : LQ = limite de quantification; s.o. = sans objet; HAP = hydrocarbures aromatiques polycycliques; ppm = parties par million.
^a Santé Canada 2013.
^b Les produits ménagers contenant des gazoles et des kérosènes qui ont été analysés étaient, notamment, un nettoyant et un conditionneur pour le cuir, un dissolvant d’adhésifs, un liquide imperméabilisant, une huile et un nettoyant pour bloc de boucher, une pâte à polir pour automobile, une cire pour automobile et un lubrifiant.
^c Les résultats des analyses sont présentés d’après la limite de quantification de la méthode, et s’appliquent aux 7 produits ménagers. Aucun des produits ménagers analysés n’avait une teneur en HAP égale ou supérieure aux LQ indiquées.

Abréviations : NADU = substance non détectée; ppb = parties par milliard.
^a Les HAP recherchés étaient les suivants : naphtalène (NA), acénaphtylène (AY), acénaphtène (AN), fluorène (FE), phénanthrène (PA), anthracène (AA), fluoranthène (FA), pyrène (PY), benz[a]anthracène (BA), chrysène (CH), benzo[b+j]fluoranthène (BF), benzo[k]fluoranthène (BK), benzo[a]pyrène (BP), indéno[1,2,3-cd]pyrène (IP), dibenz[a,h]anthracène (DA) et benzo[ghi]pérylène (BG).
^b Santé Canada 2015b.

Abréviations : NADU = substance non détectée; ppb = parties par milliard.
a Les HAP recherchés étaient les suivants : naphtalène (NA), acénaphtylène (AY), acénaphtène (AN), fluorène (FE), phénanthrène (PA), anthracène (AA), fluoranthène (FA), pyrène (PY), benz[a]anthracène (BA), chrysène (CH), benzo[b+j]fluoranthène (BF), benzo[k]fluoranthène (BK), benzo[a]pyrène (BP), indéno[1,2,3-cd]pyrène (IP), dibenz[a,h]anthracène (DA) et benzo[ghi]pérylène (BG).
b Santé Canada 2015b.

Annexe C. Teneur en BTEX des produits disponibles aux consommateurs au Canada

Abréviations : BTEX = benzène, toluène, éthylbenzène et xylènes; NADU = substance non détectée; ppm = parties par million.
^a Santé Canada 2015c.
^b Contient les n^os CAS 64742-52-5 (60 % à 70 %) et 64742-89-8 (10 % à 20 %).
^c Contient les n^os CAS 8052-41-3 (1 % à 5 %), 64742-54-7 et/ou 64742-52-5 (3 % à 7 %), 64742-53-6 (3 % à 7 %), 74-98-6 (5 % à 15 %), 75-28-5 (5 % à 10 %).
^d Contient le n^o CAS 8052-41-3 (10 % à 30 %).
^e Contient les n^os CAS 64742-52-5 et/ou 64742-53-6 (30 % à 60 %).
^f Contient le n^o CAS 64742-65-0 (20 % à 30 %).
^g Contient du toluène (20 % à 40 %).
^h Contient les n^os CAS 64742-48-9 (3 % à 7 %) et 8012-95-1 (1 % à 5 %).
ⁱ Contient les n^os CAS 8052-95-1 (< 10 %) et 95-63-6 (< 1 %).
^j Contient le n^o CAS 74-98-6 (7 % à 13 %).
^k Contient les n^o CAS 68476-34-6 (60 % à 100 %), 91-20-3 (1 % à 5 %), 78330-12-8 (1 % à 5 %), du xylène (0,1 % à 1 %), 95-63-6 (0,1 % à 1 %) et 26264-05-1 (0,1 % à 1 %).
^l Contient du xylène (10 % à 30 %), de l’éthylbenzène (3 % à 7 %) et les n^os CAS 74-98-6 (3 % à 7 %) et 75-28-5 (5 % à 10 %).

Annexe D. Facteurs d’exposition utilisés pour déterminer l’exposition de la population générale aux GKUPDC

Le tableau D-1 présente les poids corporels et les taux d’inhalation utilisés dans les estimations de l’exposition.

^a Santé Canada [modifié en 2022].

^a Jugement professionnel basé sur l’analyse de photographies aériennes.
^b Estimation basée sur la plus grande quantité de la substance rejetée au cours des 5 dernières années (2017‑2021) en supposant un rejet continu (INRP 2022). Par conséquent, les données des années de déclaration 2017 et 2019 ont été utilisées pour les n^os CAS 64742-47-8 et 64742-94-5, respectivement.
^c Curry et al. 1993.
^d Option réglementaire par défaut dans le modèle SCREEN3.

Cosmétiques et produits naturels

Les valeurs utilisées pour les quantités de produit, la fréquence d’utilisation et les facteurs de rétention ont été calculées dans le cadre d’un processus établi pour les évaluations du PGPC (Santé Canada 2020). Ce processus consiste à examiner les données disponibles concernant les quantités de produit, les fréquences d’utilisation et les facteurs de rétention des produits de soins personnels afin d’assurer l’exhaustivité de l’étude ou de l’enquête, ainsi que la pertinence et le type de renseignements recueillis. On choisit ensuite les valeurs maximales des tendances centrales dans les études dont la cote de qualité est la plus élevée, en vue de les utiliser dans les évaluations du PGPC. Les études de référence sont citées. Les données sur les concentrations étaient basées sur les renseignements déclarés à Santé Canada en vertu du Règlement sur les cosmétiques (communication personnelle, courriels de la DSPCPD, SC, au BERSE, SC, de mars à juin 2022; sans référence) et les renseignements fournis à Santé Canada en application du Règlement sur les produits de santé naturels (communication personnelle, courriels de la DPSNSO, SC, au BERSE, SC, de mars à juin 2022; sans référence). Dans les scénarios d’exposition dans lesquels la fréquence d’utilisation est inférieure à un (1) par jour, on a utilisé une fréquence minimale de 1 afin d’évaluer l’exposition le jour de l’utilisation.

L’exposition cutanée le jour de l’utilisation a été estimée à l’aide de l’équation suivante :

Exposition par voie cutanée (mg/kg p.c./j) = quantité de produit (g) * concentration (fraction) * facteur de rétention (fraction) * fréquence d’utilisation (nombre de fois/jour) * 1 000 (mg/g) / poids corporel (kg)

Aucun facteur d’absorption cutanée n’a été appliqué, car l’extrapolation d’une voie donnée à la voie cutanée n’était pas requise pour la caractérisation des risques liés aux cosmétiques et aux produits de santé naturels (substances du sous-groupe 1 uniquement).

De même, l’exposition par voie orale le jour de l’utilisation a été estimée à l’aide de l’équation suivante :

Exposition par voie orale (mg/kg p.c./j) = quantité de produit (g) * concentration (fraction) * fréquence d’utilisation (nombre de fois/jour) * 1 000 (mg/g) / poids corporel (kg)

Les 3 substances présentes dans les cosmétiques et les produits de santé naturels (c’est à dire les n^os CAS 64742-46-7, 64742-47-8 et 64771-72-8) sont considérées comme étant volatiles. L’exposition par inhalation a été estimée à l’aide du modèle de ConsExpo Web (ConsExpo Web 2021). Pour ce qui est de l’exposition par inhalation aux produits en aérosol, le modèle « exposition à la vapeur, libération instantanée » a été utilisé. Quant à l’exposition par inhalation aux substances se volatilisant depuis des produits sans rinçage, le modèle « exposition à la vapeur, évaporation et superficie de libération constante » a été employé, avec les paramètres suivants :

• matrice des masses moléculaires : 1 000 g/mol
• température : 32 °C
• coefficient de transfert massique : 10 m/h
• par prudence, on a sélectionné la pression de vapeur et la masse moléculaire de la substance représentative ayant le plus faible nombre d’atomes de carbone parmi les noms des ingrédients des substances dans le produit sentinelle. Le tableau D-3 présente les valeurs par défaut pour la pression de vapeur et la masse moléculaire utilisées pour estimer l’exposition due à l’utilisation de cosmétiques. Pour un n^o CAS donné, il y a plus d’un nom d’ingrédient de cosmétique, et c’est pourquoi différentes valeurs de pression de vapeur et de masse moléculaire ont été utilisées pour caractériser l’exposition en fonction du nom de l’ingrédient. La pression de vapeur et la masse moléculaire du tridécane (7 Pa et 184 g/mol, respectivement) ont été utilisées pour estimer l’exposition due à l’utilisation de produits de santé naturels, car ces produits contenaient le n^o CAS 64742-46-7 sous son nom d’ingrédient « alcane C_13-15 » et le n^o CAS 64742-47-8 sous son nom d’ingrédient « alcane C_13-14 ».

^a Les valeurs de la pression de vapeur et de la masse moléculaire ont été obtenues avec EPI Suite (2008).
On s’attend à ce que l’exposition par inhalation due à la volatilisation soit négligeable lorsque la surface de la peau traitée est recouverte, car cela limite la volatilisation de la substance depuis la surface de la peau traitée vers l’air ambiant.

Abréviation : PSN = produit de santé naturel.

Autres produits disponibles aux consommateurs

En ce qui concerne les autres produits disponibles aux consommateurs (par exemple, les produits de bricolage), l’exposition a été estimée à l’aide des valeurs par défaut figurant sur les fiches d’information pertinentes de ConsExpo et, le cas échéant, « par utilisation » (à l’aide de une fréquence d’utilisation de 1 [un] par jour), sauf indication contraire. Dans les cas où l’exposition devrait être quotidienne, l’estimation de l’exposition quotidienne a été basée sur une fréquence de 1 (un) par jour, sauf indication contraire. On a estimé l’exposition à l’aide de la concentration maximale (en fraction de poids) du n^o CAS correspondant au gazole ou au kérosène présent par type de produit ou scénario. Les données sur les concentrations provenaient de données présentées à Santé Canada ou de données publiques, comme indiqué à la section 4 et/ou ailleurs à l’annexe D.

L’exposition cutanée a été estimée à l’aide de l’équation suivante, sauf lorsqu’une approche fondée sur l’épaisseur de la pellicule a été utilisée :

Exposition par voie cutanée (mg/kg p.c./j) = quantité de produit (g) * concentration (fraction) * facteur de rétention (fraction) * fréquence d’utilisation (nombre de fois/jour) * 1 000 (mg/g) / poids corporel (kg)

Pour les scénarios dans lesquels l’épaisseur de la pellicule a été utilisée, l’exposition par voie cutanée a été estimée à l’aide de l’équation suivante :

Exposition par voie cutanée (mg/kg p.c./j) = concentration (fraction) * épaisseur de la pellicule sur la peau (cm) * masse volumique (g/cm³) * superficie exposée de la peau (cm³) * 1 000 (mg/g) / poids corporel (kg)

Aucun facteur d’absorption cutanée n’a été appliqué pour les scénarios d’utilisation de substances du sous-groupe 1, étant donné que l’extrapolation à la voie cutanée n’était pas nécessaire pour la caractérisation des risques. Pour les scénarios concernant les substances du sous-groupe 2, on a utilisé un facteur d’absorption cutanée de 75 %. Dans tous les scénarios, on a supposé un facteur de rétention de 1.

L’exposition par inhalation a été estimée à l’aide du modèle de ConsExpo Web (2021). Pour l’exposition par inhalation à des substances émises par des produits en aérosol, le modèle « exposition à la vapeur, libération instantanée » a été utilisé. Pour ce qui est de l’exposition par inhalation à des substances se volatilisant à partir de produits autres que des aérosols, le modèle « exposition à la vapeur – évaporation – superficie de libération croissante » a été utilisé, avec les paramètres suivants, sauf indication contraire :

• matrice des masses moléculaires : 3 000 g/mol (car la substance d’intérêt est le principal composant et/ou la composition du produit est inconnue, et le recours à une valeur de 3 000 g/mol constitue une approche prudente, RIVM 2022);
• température : 20 °C;
• coefficient de transfert massique : 10 m/h;
• on a sélectionné la pression de vapeur et la masse moléculaire de manière prudente, c’est‑à‑dire d’après la substance représentative ayant le nombre d’atomes de carbone le plus faible selon les descriptions de l’annexe A, ou comme il est indiqué dans les renseignements sur le produit. La pression de vapeur et la masse moléculaire ont été obtenues à l’aide des données d’EPI Suite (2008) :
  • 593 Pa et 128 g/mol pour les n^os CAS 8008-20-6, 64742-14-9, 64742-47-8 et 64742-81-0 (d’après le nonane);
  • 191 Pa et 142 g/mol pour le n^o CAS 64741-77-1 (d’après le décane);
  • 1.5 Pa et 198 g/mol pour le n^o CAS 64741-91-9 (d’après le tétradécane);
  • 55 Pa et 156 g/mol pour les n^os CAS 64742-46-7 et 64742-96-7 (d’après l’undécane);
  • 384 Pa et 120 g/mol pour les n^os CAS 64742-94-5 et 68477-31-6 (d’après l’éthylméthylbenzène);

• on a ajusté la quantité de produit (c’est à dire la quantité pouvant être inhalée) dans les scénarios avec les substances du sous-groupe 2 en soustrayant la quantité de substance systématiquement disponible par absorption cutanée. La quantité de produit dans les scénarios avec les substances du sous-groupe 1 n’a pas été ajustée.

Abréviation : s.o. = sans objet.

Annexe E. Estimations de l’exposition et ME pour les produits disponibles aux consommateurs

Abréviation : ME = marge d’exposition.
^a La concentration entraînant des effets critiques sur la santé utilisée pour ces expositions par voie orale est une DMENO (dose minimale entraînant un effet nocif observé) ajustée de 1 116 mg/kg p.c./j, établie d’après des troubles de l’apprentissage et de la mémoire observés dans une étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation chez le rat, dans laquelle les mères ont été exposées à de l’essence minérale désaromatisée entre les jours de gestation (JG) 7 et 20. On a calculé cette DMENO ajustée en transformant la concentration minimale entraînant un effet nocif observé (CMENO) de 4 679 mg/m³, obtenue dans l’étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation, en une dose interne qui tenait compte du taux d’inhalation de l’animal (en m³/j), de son poids corporel (kg) et de facteurs d’ajustement temporel (heures d’exposition/24 h; jours d’exposition dans une semaine/7 j). Les taux d’inhalation pour les animaux ont été déterminés à l’aide de l’équation présentée dans Bide et al. (2000). Le poids corporel des animaux a été établi d’après le rapport d’étude, lorsqu’il était disponible. En l’absence de tels rapports, on a utilisé les valeurs par défaut présentées dans Meek et al. (1994). ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).

Abréviations : ME = marge d’exposition; s.o. = sans objet.
^a La concentration entraînant des effets critiques sur la santé utilisée pour ces expositions cutanées est une DMENO (dose minimale entraînant un effet nocif observé) de 200 mg/kg p.c./j, établie d’après les effets hématologiques chez des lapins mâles, et une augmentation du poids de la rate et des surrénales chez des lapins femelles après une exposition cutanée à du kérosène non dilué dans une étude de 28 jours. ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).
^b La concentration entraînant des effets critiques sur la santé utilisée pour ces expositions par inhalation est une DMENO ajustée de 1 116 mg/kg p.c./j, établie d’après des troubles de l’apprentissage et de la mémoire observés dans une étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation chez le rat, dans laquelle les mères ont été exposées à de l’essence minérale désaromatisée entre les jours de gestation (JG) 7 et 20. On a calculé cette DMENO ajustée en transformant la concentration minimale entraînant un effet nocif observé (CMENO) de 4 679 mg/m³, obtenue dans l’étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation, en une dose interne qui tenait compte du taux d’inhalation de l’animal (en m³/j), de son poids corporel (kg) et de facteurs d’ajustement temporel (heures d’exposition/24 h; jours d’exposition dans une semaine/7 j). Les taux d’inhalation pour les animaux ont été déterminés à l’aide de l’équation présentée dans Bide et al. (2000). Le poids corporel des animaux a été établi d’après le rapport d’étude s’il était disponible. En l’absence de tels rapports, on a utilisé les valeurs par défaut présentées dans Meek et al. (1994). ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).
^c La surface de la peau sur laquelle le produit est appliqué est recouverte, ce qui limite la volatilisation de la substance depuis la surface traitée vers l’air ambiant, ainsi que l’exposition par inhalation.

Abréviations : ME = marge d’exposition; PSN = produit de santé naturel.
^a La concentration entraînant des effets critiques sur la santé utilisée pour ces expositions cutanées est une DMENO (dose minimale entraînant un effet nocif observé) de 200 mg/kg p.c./j, établie d’après les effets hématologiques observés chez des lapins mâles, et une augmentation du poids de la rate et des surrénales chez des lapins femelles après une exposition cutanée à du kérosène non dilué, dans une étude de 28 jours. ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).
^b La concentration entraînant des effets critiques sur la santé utilisée pour ces expositions par inhalation est une DMENO ajustée de 1 116 mg/kg p.c./j, établie d’après des troubles de l’apprentissage et de la mémoire observés dans une étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation chez le rat, dans laquelle les mères ont été exposées à de l’essence minérale désaromatisée entre les jours de gestation (JG) 7 et 20. On a calculé la DMENO ajustée en transformant la concentration minimale entraînant un effet nocif observé (CMENO) de 4 679 mg/m³, obtenue dans l’étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation, en une dose interne qui tenait compte du taux d’inhalation de l’animal (en m³/j), de son poids corporel (kg) et de facteurs d’ajustement temporel (heures d’exposition/24 h; jours d’exposition dans une semaine/7 j). Les taux d’inhalation pour les animaux ont été déterminés à l’aide de l’équation présentée dans Bide et al. (2000). Le poids corporel des animaux a été établi d’après le rapport d’étude, lorsqu’il était disponible. En l’absence de tels rapports, on a utilisé les valeurs par défaut présentées dans Meek et al. (1994). ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).

On estime que l’exposition résultant de l’utilisation du seul MSO approuvé (écran solaire) contenant le n^o CAS 64742-47-8 à 4 % est du même ordre que pour les écrans solaires utilisés comme produits de santé naturels (exposition par voie cutanée et par inhalation) en raison de sa similarité sur le plan de la concentration et de l’utilisation. On s’attend également à ce que les ME soient similaires (par exemple, < 1 000 pour l’exposition par voie cutanée).

Abréviations : ME = marge d’exposition; s.o. = sans objet.
^a La concentration entraînant des effets critiques sur la santé utilisée pour ces expositions cutanées est une DMENO (dose minimale entraînant un effet nocif observé) de 200 mg/kg p.c./j, établie d’après les effets hématologiques observés chez des lapins mâles, et une augmentation du poids de la rate et des surrénales chez des lapins femelles après une exposition cutanée à du kérosène non dilué, dans une étude de 28 jours. ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).
^b La concentration entraînant des effets critiques sur la santé utilisée pour ces expositions par inhalation est une DMENO ajustée de 1 116 mg/kg p.c./j, établie d’après des troubles de l’apprentissage et de la mémoire observés dans une étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation chez le rat, dans laquelle les mères ont été exposées à de l’essence minérale désaromatisée entre les jours de gestation (JG) 7 et 20. On a calculé cette DMENO ajustée en transformant la concentration minimale entraînant un effet nocif observé (CMENO) de 4 679 mg/m³, obtenue dans l’étude de neurotoxicité pour le développement par inhalation, en une dose interne qui tenait compte du taux d’inhalation de l’animal (en m³/j), poids corporel (kg) et facteurs d’ajustement du temps (heures d’exposition/24 h; jours d’exposition dans une semaine/7 j). Les taux d’inhalation pour les animaux ont été déterminés à l’aide de l’équation présentée dans Bide et al. (2000). Le poids corporel des animaux a été établi d’après le rapport d’étude s’il était disponible. En l’absence de tels rapports, on a utilisé les valeurs par défaut présentées dans Meek et al. (1994). ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).
^c Bien qu’il y ait une certaine incertitude en ce qui concerne la volatilisation du combustible à partir du réservoir après son remplissage (c’est à dire avant et pendant l’utilisation de l’appareil), on s’attend à ce que la majeure partie de la substance soit brûlée pendant le fonctionnement de la lampe ou de l’appareil de chauffage et que la ME résultante de l’étape de remplissage soit suffisamment importante pour tenir compte de cette incertitude.

Abréviation : ME = marge d’exposition.
^a Population examinée : adultes (19 ans et +).
^b La concentration entraînant des effets critiques sur la santé utilisée pour ces voies d’exposition (voie cutanée, inhalation et voies combinées) est une DMENO (dose minimale entraînant un effet nocif observé) de 176 mg/kg p.c./j, établie d’après la toxicité maternelle et la toxicité pour les fœtus observées dans une étude de toxicité pour le développement prénatal par inhalation chez des souris CD-1 exposées à un naphta aromatique à point d’éclair élevé entre les jours de gestation 6 et 15. On a calculé cette DMENO ajustée en transformant la concentration minimale entraînant un effet nocif observé (CMENO) de 102 ppm, établie d’après l’étude de toxicité pour le développement prénatal par inhalation, en une dose interne qui tenait compte du taux d’inhalation de l’animal (en m³/j), du poids corporel (kg) et de facteurs d’ajustement du temps (heures d’exposition/24 h; jours d’exposition dans une semaine/7 j). Les taux d’inhalation pour les animaux ont été déterminés à l’aide de l’équation présentée dans Bide et al. (2000). Le poids corporel des animaux a été établi d’après le rapport d’étude,lorsqu’il était disponible. En l’absence de tels rapports, on a utilisé les valeurs par défaut présentées dans Meek et al. (1994). ME cible = 1 000 (×10 pour les variations interspécifiques; ×10 pour les variations intraspécifiques; ×10 pour l’utilisation d’une DMENO).
^c Dose interne (mg/kg p.c./j) = concentration moyenne dans l’air le jour de l’exposition (mg/m³) × taux d’inhalation (m³/j) / poids corporel (kg).