Rapport d'évaluation préalable

Éthylbenzène

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service :
100-41-4

Environnement et Changement Climatique Canada
Santé Canada
Avril 2016

(Format PDF - 1 046 Ko)

Table des matières

Liste des tableaux

Sommaire

Conformément à l'article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE], les ministres de l'Environnement et Changement Climatique et de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de l'éthylbenzène (numéro de registre du Chemical Abstracts Service 100-41-4). Une priorité a été accordée à l'évaluation de l'éthylbenzène, car il présente le plus fort risque d'exposition pour les humains et qu'il a aussi été classé par d'autres organismes en fonction de sa cancérogénicité.

L'éthylbenzène est présent naturellement dans l'environnement dans le pétrole brut et dans certains flux de gaz naturel ainsi qu'à la suite de la combustion incomplète de matières naturelles, ce qui en fait un composé de la fumée provenant des incendies de forêt. L'éthylbenzène est un composé des carburants pour véhicules et d'aviation ainsi que de xylènes mélangés, qui sont utilisés comme solvants dans différentes applications, y compris les peintures, les teintures et les nettoyants pour automobiles. L'éthylbenzène est également produit de façon synthétique et utilisé principalement dans la fabrication du styrène. Le styrène est ensuite utilisé pour fabriquer différents types de polymères comme le polystyrène. L'éthylbenzène est utilisé dans l'industrie pétrolière et gazière dans un certain nombre d'applications du secteur des champs de pétrole, notamment comme non-émulsifiant, comme additif acide et comme agent de surface dans les liquides de fracturation hydraulique. Les applications mineures de l'éthylbenzène produit de façon synthétique comprennent l'utilisation en tant que solvant et dans la production d'autres produits chimiques tels que le diéthylbenzène.

Les plus récents renseignements disponibles sur la production d'éthylbenzène au Canada remontent à 2003, année au cours de laquelle 906 000 tonnes d'éthylbenzène ont été produites au total. Environ 545 tonnes d'éthylbenzène ont été importées au Canada en 2009, et environ 51,6 tonnes ont été exportées au cours de la même année. Selon les résultats obtenus d'une enquête menée en 2000 au moyen d'un Avis concernant certaines substances inscrites sur la Liste intérieure des substances (LIS), en application de l'article 71, environ 1 700 000 tonnes d'éthylbenzène à une concentration supérieure à 1 % ont été fabriquées et importées au Canada au cours de cette année, principalement par des entreprises du secteur pétrochimique. À l'échelle internationale, l'éthylbenzène a été défini comme une substance chimique produite en grande quantité.

Comme l'éthylbenzène est inscrit dans l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP), les installations qui fabriquent,traitent ou utilisent d'une autre manière plus de dix tonnes de cette substance par année doivent déclarer leurs rejets. En 2013, les installations dans l'ensemble du Canada ont déclaré à l'INRP des rejets sur place totalisant environ 326 tonnes, des transferts pour élimination totalisant 1 346 tonnes, ainsi que des transferts hors site pour recyclage totalisant 3 482 tonnes.

Au Canada, on a détecté de l'éthylbenzène dans l'air ambiant et l'air intérieur, l'eau potable, les eaux de surface, les eaux souterraines, le sol et le biote, mais pas dans les sédiments. On a aussi détecté de l'éthylbenzène dans divers produits alimentaires aux États-Unis. On a trouvé de l'éthylbenzène dans de nombreux produits de consommation, tels que des revêtements liquides et en aérosol, des produits de calfeutrage, des laques, des teintures et des vernis, et des matériaux de construction. On a aussi mesuré de l'éthylbenzène dans le sang de personnes vivant aux États-Unis.

D’après ses propriétés physiques et chimiques et ses demi-vies dans les eaux de surface et les eaux souterraines, les systèmes de traitement des eaux usées, le sol et les sédiments, l’éthylbenzène devrait se dégrader relativement rapidement dans l’eau, le sol et les sédiments dans des conditions aérobies, mais la dégradation en conditions anaérobies est plus lente. L’éthylbenzène a une demi-vie d’environ 2 jours dans l’air.  L’éthylbenzène a un faible potentiel d’accumulation dans les organismes ou de bioamplification dans les chaînes trophiques.

Les effets à court terme sur les organismes aquatiques et terrestres varient respectivement entre 1,8 et 9,6 mg/L et entre 112 et 259 mg/kg en poids sec. Les concentrations environnementales estimées (CEE) dans l'air, les eaux de surface, les sédiments et le sol ne dépassent pas les concentrations associées à des effets. Bien qu’il y ait de l’incertitude concernant l’étendue des risques pour les eaux souterraines due aux données disponibles sur les concentrations qui ne sont pas récentes ainsi qu’à l’utilisation d’organismes de substitution, aucune préoccupation pour l’environnement n’a été identifiée.

À la lumière des renseignements disponibles, l’éthylbenzène présente un faible risque d'effets nocifs sur les organismes ou sur l'intégrité globale de l'environnement. On conclut donc que l’éthylbenzène ne satisfait pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) ou b) de la LCPE, car il ne pénètre 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.

On considère que les effets critiques sur la santé associés à l'exposition à l'éthylbenzène sont l'induction de tumeurs et les effets systémiques non cancérogènes, principalement sur le système auditif, sur les reins, sur le foie et l'hypophyse.

L'ensemble de la population canadienne est exposée à l'éthylbenzène dans les milieux naturels, par l'alimentation et par l'utilisation de produits de consommation. Les marges entre les concentrations associées à des effets chez les animaux de laboratoire et les valeurs estimatives de la limite supérieure de l'exposition à partir des milieux naturels (y compris l'air à l'intérieur des véhicules), des aliments, et de scénarios comme l'utilisation de pompes à essence ou la vie à proximité de stations-services, sont considérées comme adéquates pour tenir compte des incertitudes des effets sur la santé et de l'exposition pour les effets cancérogènes et non cancérogènes. Les marges entre les valeurs estimatives de la limite supérieure de l'exposition due à l'utilisation de certains produits de consommation et les seuils critiques d'effet sont également considérées comme adéquates pour tenir compte des incertitudes des données des effets sur la santé et de l'exposition.

À la lumière des renseignements disponibles, on conclut que l'éthylbenzène ne satisfait pas aux critères énoncés à l'alinéa 64c) de la LCPE, car il ne pénètre pas 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.

D'après les renseignements disponibles, on conclut donc que l'éthylbenzène ne satisfait à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE.

Haut de la page

1. Introduction

L'article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE] (Canada, 1999) exige que les ministres de l'Environnement et Changement Climatique et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances qui répondent aux critères de lacatégorisation énoncés dans la Loi afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

Une priorité a été accordée à l'évaluation de l'éthylbenzène (numéro de registre du Chemical Abstracts Service [n° CAS] 100-41-4), car il présente le plus fort risque d'exposition pour les humains, qu'il a été classé par d'autres organismes en fonction de sa cancérogénicité et qu'il répond au critère de persistance, mais non au critère du potentiel de bioaccumulation ou de toxicité intrinsèque pour les organismes non humains.

La version de 2006 du Rapport sur l'état des connaissances scientifiques sous-jacentes à une évaluation préalable de l'éthylbenzène a été publiée sur le site Web de Santé Canada le 30 janvier 2006 (Santé Canada, 2006). Le Rapport sur l'état des connaissances scientifiques sous-jacent à une évaluation préalable a fait l'objet d'un examen externe par du personnel de la firme Toxicology Advice and Consulting Limited ainsi que par V.C. Armstrong (consultant) afin de vérifier l'adéquation des données utilisées et la solidité des conclusions. Les commentaires externes ont été pris en considération dans la rédaction du Rapport sur l'état des connaissances scientifiques. L'évaluation préalable des effets sur la santé incluse dans le présent document est une mise à jour du Rapport sur l'état des connaissances scientifiques et remplace celui-ci.

Les évaluations préalables mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance présente ou est susceptible de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine, conformément aux critères énoncés à l'article 64 de la LCPE. Les évaluations préalables visent à examiner les données scientifiques et à formuler des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.

La présente évaluation préalable prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations et l'exposition. Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de cette substance sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche d'intervenants et d'autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu'en juin 2014 pour les sections traitant des aspects écologiques et jusqu'en août 2014 pour les sections traitant des effets sur la santé humaine. En outre, en 2001, une enquête a été menée au moyen d'un avis publié dans la Gazette du Canada conformément à l'article 71 de la LCPE [Canada, 2001]. Cette enquête a permis de recueillir des données sur la fabrication et l'importation au Canada des substances sélectionnées pour le projet pilote d'évaluation préalable de substances inscrites sur la Liste intérieure des substances (LIS) [Environnement Canada, 2001]. Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique et les résultats de modélisation ont servi à formuler des conclusions. Lorsqu'ils étaient disponibles et pertinents, on a utilisé les renseignements contenus dans les évaluations des dangers effectuées par d'autres instances. La présente évaluation préalable n'est pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Elle fait plutôt état des études et des éléments de preuve les plus importants sur lesquels s'appuie la conclusion proposée.

L'évaluation des risques pour la santé humaine suppose la prise en compte des données pertinentes à l'estimation de l'exposition (non professionnelle) de la population générale et de l'information sur les dangers pour la santé (obtenue principalement grâce aux évaluations s'appuyant sur la méthode du poids de la preuve, effectuées par d'autres organismes, qui ont servi à déterminer le caractère prioritaire des substances). Les décisions concernant les risques pour la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur les marges entre les valeurs prudentes de concentration associées à un effet et les estimations de l'exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données trouvées sur l'exposition et les effets, et ce, dans le contexte d'une évaluation préalable.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement et Changement Climatique Canada. Comme on l'a mentionné précédemment, le Rapport sur l'état des connaissances scientifiques a fait l'objet auparavant d'un examen externe. Le volet écologique de la présente évaluation a fait l'objet d'une étude scientifique rédigée par des pairs ou d'une consultation de ces derniers, et les commentaires reçus ont été pris en considération dans la production de ce rapport. Des commentaires sur les parties techniques concernant la santé humaine de l'ébauche de l'étude préalable ont été reçus de la part d'experts scientifiques, notamment Cathy Petito Boyce, Leslie Beyer et Chris Long de Gradient. De plus, l'ébauche de cette évaluation préalable a fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60 jours. Bien que les commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation sont résumées ci-après.

Haut de la page

2. Identité de la substance

Nom de la substance

Le tableau 2-1 présente des renseignements pertinents relatifs à l'identité de l'éthylbenzène.

Tableau 2-1. Identité de la substance - éthylbenzène
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service (nº CAS)100-41-4
Nom dans la LISÉthylbenzène
Noms dans les National Chemical Inventories (NCI)Note de bas de page Tableau 2-1[a]Benzene, ethyl- (TSCA, AICS, SWISS, PICCS, ASIA-PAC, NZIoC)
ethylbenzene (ENCS, ECL, PICCS)
éthylbenzène (EINECS)
Autres nomsα-Methyltoluene; EB; Ethyl benzene; Ethylbenzol; NSC 406903; Phenylethane; UN 1175; UN 1175 (DOT), Aethylbenzol; Ethylbenzeen; Etilbenzene; Etylobenzen
Groupe chimique
(groupe de la LIS)
Produits chimiques organiques définis
Principale classe chimique ou utilisationOrganique cyclique
Principale sous-classe chimiqueHydrocarbures monoaromatiques
Formule chimiqueC8H10
Structure chimique Structure chimique 100-41-4
SMILESNote de bas de page Tableau 2-1[b]CCc1ccccc1
Masse moléculaire106,17 g/mol
Note de bas de page Tableau 2-1 a

National Chemical Inventories (NCI), 2007 : AICS (inventaire des substances chimiques de l'Australie); ASIA-PAC (listes des substances de l'Asie-Pacifique); ECL (liste des substances chimiques existantes de la Corée); EINECS (inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes); ENCS (inventaire des substances chimiques existantes et nouvelles du Japon); NZIoC (inventaire des substances chimiques de la Nouvelle-Zélande); PICCS (inventaire des produits et substances chimiques des Philippines); SWISS (liste des toxiques 1 et inventaire des nouvelles substances notifiées de la Suisse) et TSCA (inventaire des substances chimiques visées par la Toxic Substances Control Act des États-Unis).

Retour à la note de page Tableau 2-1[a]

Note de bas de page Tableau 2-1 b

Simplified Molecular Input Line Entry System.

Retour à la note de page Tableau 2-1[b]

Haut de la page

3. Propriétés physiques et chimiques

Les propriétés physiques et chimiques expérimentales et modélisées de l'éthylbenzène qui se rapportent à son devenir dans l'environnement sont résumées dans le tableau 2.

Tableau 3-1 : Propriétés physiques et chimiques de l'éthylbenzène
PropriétéTypeValeurNote de bas de page Tableau 3-1[a]Température
(°C)
Références
Caractéristiques physiques Liquide incolore inflammable20O'Neil et al., 2006
Point de fusion (°C)Expérimental-94,9 à -95-Mabey et al., 1982;
O'Neil et al., 2006;
Lide et Haynes, 2010
Point de fusion (°C)Modélisé-46,94-MPBPWIN, 2008
Point d'ébullition (°C)Expérimental136,2-Mabey et al., 1982; O'Neil et al., 2006;
Lide et Haynes, 2010
Point d'ébullition (°C)Modélisé148,30-MPBPWIN, 2008
Masse volumique (kg/m3)Expérimental86620O'Neil et al., 2006;
Masse volumique (kg/m3)Expérimental863
(0,8626 g/mL)
25Lide et Haynes, 2010
Pression de vapeur (Pa)Expérimental930
(7 torr)
20Mabey et al., 1982; O'Neil et al., 2006
Pression de vapeur (Pa)Expérimental1 280
(9,6 mm Hg)
25Daubert et Danner, 1985
Pression de vapeur (Pa)Expérimental1 27025ATSDR, 2007
Pression de vapeur (Pa)Modélisé195
(61,46 mm Hg)
25MPBPWIN, 2008
Constante de la loi de Henry (Pa·m3/mol)Expérimental675
(0,0066 atm·m3/mol)
20Mabey et al., 1982
Constante de la loi de Henry (Pa·m3/mol)Expérimental854
(0,00843 atm·m3/mol)
25Mackay et al., 1979
Constante de la loi de Henry (Pa·m3/mol)Expérimental798
(0,00788 atm·m3/mol)
25Sanemesa et al., 1982
Constante de la loi de Henry (Pa·m3/mol)Modélisé800Note de bas de page Tableau 3-1[b]25HENRYWIN, 2008
Log Koe
(coefficient de partage octanol-eau)
[sans dimension]
Expérimental3,13-3,1525Tewari et al., 1982; Kamlet et al., 1988
Log Koe
(coefficient de partage octanol-eau)
[sans dimension]
Modélisé3,03-KOWWIN, 2008
Log Kco
(coefficient de partage carbone organique-eau)
[sans dimension]
Expérimental2,21Note de bas de page Tableau 3-1[c]
(MONote de bas de page Tableau 3-1[d] dans le sol)
-Chiou et al., 1983; OCDE, 2005
Log Kco
(coefficient de partage carbone organique-eau)
[sans dimension]
Expérimental3,04
(MO dans les sédiments)
-Mabey et al., 1982
Log Kco
(coefficient de partage carbone organique-eau)
[sans dimension]
Modélisé2,65-2,73-KOCWIN, 2008
Solubilité dans l'eau (mg/L)Expérimental14015Verschueren, 1983
Solubilité dans l'eau (mg/L)Expérimental15220Verschueren, 1983
Solubilité dans l'eau (mg/L)Expérimental111 (eau de mer)25Verschueren, 1983
Solubilité dans l'eau (mg/L)Expérimental16925Verschueren, 1983
Solubilité dans l'eau (mg/L)Modélisé52,1925WSKOWWIN, 2008
Note de bas de page Tableau 3-1 a

Les valeurs entre parenthèses représentent les valeurs originales rapportées par les auteurs ou estimées par les modèles.

Retour à la note de page Tableau 3-1[a]

Note de bas de page Tableau 3-1 b

Estimation obtenue à partir de mesures d'une pression de vapeur de 1 280 Pa et d'une hydrosolubilité de 152 mg/L.

Retour à la note de page Tableau 3-1[b]

Note de bas de page Tableau 3-1 c

Chiou et al. (1983) ont déclaré un log Kmo de 1,98 pour l'éthylbenzène. L'OCDE (2005) a obtenu une valeur de log Kco à partir de cette valeur en divisant le Kmo de 95 par 0,58 pour obtenir un Kco de 163, et donc un log Kco de 2,21, en citant cette procédure pour Howard (1989).

Retour à la note de page Tableau 3-1[c]

Note de bas de page Tableau 3-1 d

MO = matière organique.

Retour à la note de page Tableau 3-1[d]

Haut de la page

4. Sources

L'éthylbenzène est présent naturellement dans le pétrole brut et dans certains flux de gaz naturel, et est un sous-produit du raffinage du pétrole et du charbon (PISSC, 1996; ACPP, 2006; EURAR, 2007; VCCEP, 2007). Il est également produit par la combustion incomplète de matières naturelles, ce qui en fait un composé de la fumée provenant des incendies de forêt ou de la combustion du bois (PISSC, 1996; CIRC, 2000). Les sources anthropiques d'éthylbenzène dans l'environnement comprennent les rejets des usines pétrochimiques, des centrales électriques alimentées au charbon, des sites d'enfouissement et des sites contaminés, et l'essence (p. ex., les émissions de gaz d'évaporation provenant des véhicules et des stations-services; CONCAWE, 1997). En tant que constituant naturel des substances pétrolières, on trouve souvent de l'éthylbenzène dans les émissions issues des activités industrielles liées au secteur du pétrole et du gaz en amont (déshydrateurs au glycol, valorisation des sables bitumineux et fuites fugitives provenant du matériel; Picard et al., 2002), au secteur du raffinage du pétrole (fabrication, traitement, utilisation, entreposage et élimination) et de la combustion de carburant pour véhicules, de carburant aviation et de charbon (PISSC, 1996; German Chemical Society, 1997). Il s'est aussi avéré que la fumée de tabac ambiante était une source d'éthylbenzène (Nelson et al., 1998; Daisey et al., 1994; Xie et al., 2003).

La majorité de l'éthylbenzène fabriqué dans le monde est produite en alkylant du benzène avec de l'éthylène au cours de la phase liquide avec un catalyseur de chlorure d'aluminium, ou au cours de la phase gazeuse avec un catalyseur de zéolite synthétique ou d'acide de Lewis (CIRC, 2000; Berthiaume et Ring, 2006). D'autres méthodes de production d'éthylbenzène comprennent la préparation à partir d'acétophénone, de benzène, de chlorobenzène, d'éthylènebenzène, de naphthènes et de xylène (VCCEP, 2007; ATSDR, 2010). L'éthylbenzène est également produit à partir du flux de xylènes mélangés dans l'industrie de raffinage du pétrole (Fishbein, 1985; Coty et al., 1987).

Selon Camford Information Services (2004), deux entreprises ont fabriqué de l'éthylbenzène en 2003, et elles ont produit un total de 906 kilotonnes (kt) d'éthylbenzène au cours de la même année. Camford Information Services (2004) a estimé que les quantités d'éthylbenzène fabriquées au Canada sont restées stables, soit 985 kt/an depuis 1999. On n'a pas trouvé de données plus récentes sur la fabrication d'éthylbenzène au Canada. En 2013, environ 650 002 kg d'éthylbenzène ont été importés au Canada, et environ 257 880 kg ont été exportés la même année (CICM, 2014). Les quantités d'importation et d'exportation pour les années 2000 à 2013 (CICM, 2010, 2014) sont présentées dans le tableau 4-1. Les quantités d'importation et d'exportation ont été variables au fil des années. À l'échelle internationale, l'éthylbenzène a été défini comme une substance chimique produite en grande quantité (OCDE, 2005).

Tableau 4-1. Quantités d'importation et d'exportation de l'éthylbenzène de 2000 à 2013 au Canada (CICM, 2010, 2014)
AnnéeQuantités importées (kg)Quantités exportées (kg)
2013650 002257 880
201261 48720 744 035
2011126 358480 517
2010137 524420 674
2009545 14790 290
2008162 76763 070
2007133 315Aucune donnée
2006116 588Aucune donnée
2005161 65635 474 963
2004170 2398 524 901
2003130 64018 167 873
2002284 95440 540
2001164 15430 289 662
2000212 089319 749

D'après l'information reçue en réponse à une enquête menée au moyen d'un avis paru en application de l'article 71 de la LCPE [Canada, 2001], environ 1 700 kilotonnes (kt) d'éthylbenzène à une concentration supérieure à 1 % ont été fabriquées ou importées au Canada pendant l'année 2000, principalement par des entreprises du secteur pétrochimique (Environnement Canada, 2004). En outre, plusieurs entreprises ont déclaré avoir importé ou fabriqué de l'éthylbenzène à une concentration inférieure à 1 % et à une quantité suffisante pour atteindre le seuil de déclaration de 10 000 kg (Environnement Canada, 2004). Tant les installations produisant du pétrole en amont que les industries de pétrole en aval (raffinerie/pétrochimie) ont répondu en qualité de fabricants d'éthylbenzène. Étant donné que les raffineries sont fournies par les extracteurs, il est possible qu'une double comptabilisation ait eu lieu; cependant, il n'était pas possible de déterminer dans quelle mesure (Environnement Canada, 2004).

Haut de la page

5. Utilisations

À l'échelle mondiale, la presque totalité (plus de 99 %) de l'éthylbenzène produit pour la commercialisation est utilisée comme agent intermédiaire dans la fabrication de styrène (CIRC, 2000; Berthiaume et Ring, 2006). Le styrène est utilisé par la suite pour produire différents polymères, y compris le polystyrène, l'acrylonitrile-butadiène-styrène, le styrène-acrylonitrile, les latex de styrène-butadiène, le caoutchouc de styrène-butadiène, ainsi que les résines de polyester non saturé (Berthiaume et Ring, 2006; VCCEP, 2007). Ces polymères styréniques sont utilisés dans diverses applications, notamment pour les matériaux d'emballage alimentaire, les appareils électroménagers, ainsi que les articles de sport, dans l'industrie automobile et électronique, ainsi que dans les matériaux de construction (VCCEP, 2007). L'éthylbenzène restant produit de façon synthétique est utilisé comme solvant, ou occasionnellement dans la production de diéthylbenzène, d'acétophénone, d'éthyl-anthraquinone, d'acétate de cellulose, d'acides sulfoniques d'éthylbenzène, d'oxyde de propylène, et d'alcool alpha-méthylbenzylique (Berthiaume et Ring, 2006; ATSDR, 2010).

L'éthylbenzène qui est présent de façon naturelle dans le pétrole brut est un composant des carburants pour véhicules et d'aviation, dont l'essence (VCCEP, 2007; Dow, 2009). Les concentrations d'éthylbenzène dans l'essence varient de moins de 1 à 5,4 % (CIRC, 2000; FLL, 2008). La substance est également un composant de produits raffinés, y compris les xylènes mélangés, à une concentration de 15 à 20 %. Les xylènes mélangés sont utilisés comme solvants dans différentes applications, y compris les peintures au pistolet, les apprêts, les décapants et diluants pour peintures, les teintures pour bois et les vernis, ainsi que les produits ménagers et les nettoyants d'automobiles (PISSC, 1996; VCCEP, 2007; Dow, 2009). L'éthylbenzène peut également être un composé de l'asphalte et du naphta (VCCEP, 2007)

On a signalé que l'éthylbenzène était utilisé comme composant d'un certain nombre de liquides de fracturation hydraulique utilisés aux États-Unis pour le développement et l'exploitation des réserves de gaz naturel dans les formations de schiste et dans d'autres formations de pétrole et de gaz non classiques à l'échelle du pays (Chambre des représentants des États-Unis, 2011).

Au Canada, les résultats d'une enquête menée au moyen d'un avis paru en vertu de l'article 71 de la LCPE au cours de l'année 2000 ont indiqué l'utilisation d'éthylbenzène comme matière première pour les produits pétrochimiques et d'autres produits chimiques organiques, comme solvant dans les peintures et les revêtements ainsi que pour d'autres applications nécessitant l'emploi de solvants (Environnement Canada, 2004). Selon Camford Information Services (2004), la majorité de l'éthylbenzène au Canada est fabriquée pour être utilisée dans la production du monomère de styrène, et de petites quantités sont utilisées comme solvant. L'éthylbenzène est utilisé également dans l'industrie pétrolière et gazière dans un certain nombre d'applications du secteur des champs de pétrole, notamment comme non-émulsifiant, comme additif acide et comme agent de surface dans les liquides de fracturation hydraulique (FracFocus, 2013).

L'éthylbenzène n'est pas un ingrédient actif dans les produits antiparasitaires homologués au Canada, mais il constitue un produit de formulation et on en trouve actuellement dans environ 130 produits antiparasitaires à des concentrations allant de près de zéro à 3,2 % (courriel de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, Santé Canada adressé au Bureau de la gestion du risque, Santé Canada en 2014; source non citée). On a trouvé de l'éthylbenzène dans des produits pour les soins des mains au Canada (SDC, 2010). L'éthylbenzène ne figure pas actuellement sur la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (« liste critique ») de Santé Canada, qui est un outil administratif que Santé Canada utilise pour aviser les fabricants et d'autres intervenants que certaines substances, si elles sont présentes dans un cosmétique, peuvent contrevenir à : a) l'interdiction générale prévue à l'article 16 de la Loi sur les aliments et drogues ou b) une disposition du Règlement sur les cosmétiques (Santé Canada, 2011).

On a également signalé l'utilisation d'éthylbenzène dans les insecticides, les encres d'imprimerie, les colles, les parfums et les produits pharmaceutiques (CIRC, 2000; EURAR, 2007; VCCEP, 2007). Les utilisations déclarées dans d'autres compétences se trouvent dans les catégories de la fabrication, des solvants, des carburants et des revêtements (HSDB, 2009; ATSDR, 2010). L'Environmental Protection Agency (EPA) du Danemark a aussi détecté de l'éthylbenzène dans des bougies (Eggert et al., 2002), de l'encens (Eggert et Hansen, 2004), des jouets pour adultes (Nilsson et al., 2006), des produits faits de bois exotique (Witterseh, 2004), des documents imprimés (Hansen et Eggert, 2003), des décorations de Noël (Environmental Protection Agency (EPA) du Danemark [DEPA, 2003]), ainsi que dans des bottes cuissardes et des gants de plongée fabriqués avec du chloroprène (Nilsson et Pedersen, 2004).

Haut de la page

6. Rejets dans l'environnement

L'éthylbenzène est rejeté par les installations qui produisent la substance ou l'utilisent comme solvant ou comme agent intermédiaire dans la fabrication d'autres produits chimiques. Il est également un constituant des gaz d'échappement des véhicules après la combustion (Santé Canada, 2004). Les rejets récents d'éthylbenzène déclarés à l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP) [Environnement Canada, 2013b] par les industries canadiennes sont présentés dans le tableau 6-1. La plupart des rejets se produisent dans l'air, les rejets dans l'eau et le sol étant plus faibles. La base de données de l'INRP indique que les méthodes suivantes sont utilisées pour l'élimination de l'éthylbenzène : l'incinération, l'injection souterraine, le traitement physique, les sites d'enfouissement de confinement, ainsi que le traitement biologique (Environnement Canada, 2009).

Le nombre d'entreprises qui ont effectué des déclarations à l'INRP pour les années 1994 à 2013 a augmenté, passant de 73 en 1994 à 228 en 2013. En 2013, des installations du Canada ont déclaré à l'INRP des rejets environnementaux sur place dans l'air, l'eau et le sol totalisant environ 326 tonnes, des transferts hors site pour élimination totalisant 1 346 tonnes (900 tonnes sur place et 446 tonnes hors site, respectivement), et des transferts hors site pour recyclage totalisant 3 482 tonnes (tableau 6-1). La majeure partie de l'éthylbenzène rejeté par les secteurs pétrolier et gazier en amont (p. ex. déshydrateurs au glycol) n'est pas déclarée à l'INRP, en raison des seuils de déclaration qui s'appliquent à l'extraction classique de pétrole et de gaz.

Tableau 6-1. Données de l'INRP relatives aux rejets et à l'élimination (en tonnes) d'éthylbenzène de 2004 à 2011 (Environnement Canada, 2013)
AnnéeRejets sur place
dans l'air
Rejets sur place
dans l'eau
Rejets sur place
dans le sol
Élimination
sur place
Élimination
hors site
Recyclage hors site
20133224,10,0039004463 482
20123452,02,51 2414341 268
20113282,40,0111 213651215
20109002,80,626983102541
20098384,10,1251 05981427
20089403,80,0699661211041
20075993,00,343914112977
20067784,40,1218793781 328
20058154,70,386263881 242
20049112,60,837151461 021

En tant que composant des émissions de benzène, de toluène, d'éthylbenzène et de xylènes (BTEX), l'éthylbenzène est également rejeté par des déshydrateurs au glycol utilisé pour enlever l'eau du gaz naturel avant d'entrer dans le pipeline (Santé Canada, 2004). En 2007, le nombre estimé de déshydrateurs au glycol était de 5 195 unités. Ces unités émettent environ 1 470 tonnes de benzène par an (ACPP, 2009). Dans le cadre d'une étude sur les gaz humides contenant les substances BTEX et s'échappant du bassin sédimentaire de l'Ouest, on a découvert que les concentrations d'éthylbenzène provenant des déshydrateurs au glycol étaient d'environ 8,4 % des valeurs de benzène, ce qui entraînait une estimation des émissions d'éthylbenzène provenant de ces machines d'environ 123,5 tonnes par an (Murray, 2010). D'après les données de l'INRP de 2007 sur les rejets de l'industrie de l'extraction pétrolière et gazière, sur les 137 tonnes rejetées dans l'atmosphère, 8,5 tonnes proviennent des activités d'extraction classique de pétrole et de gaz en amont, et 128,5 tonnes, de l'extraction des sables bitumineux. Par conséquent, au moins 115 tonnes additionnelles d'éthylbenzène sont rejetées par les déshydrateurs au glycol.

L'éthylbenzène peut être rejeté dans le milieu aquatique par les effluents de déchets industriels ou ménagers contaminés avec des produits contenant de l'éthylbenzène. Les rejets d'éthylbenzène dans le sol peuvent être le résultat de l'enfouissement de déchets ménagers ou industriels (Santé Canada, 2004).

D'après le Toxics Release Inventory des États-Unis, le total des rejets industriels et des éliminations sur place et hors site a été d'environ 2 kt en 2008 et de 1,5 kt en 2009 (USEPA, 2009).

Les émissions industrielles et non industrielles dans l'air ont été estimées pour l'éthylbenzène dans la région des Grands Lacs des États-Unis et de l'Ontario. En 2001, 42,5 kt d'éthylbenzène ont été rejetées, d'après l'Inventory of Toxic Air Emissions (Great Lakes Commission, 2004). Ces émissions ont été attribuées comme suit : 28 % des véhicules légers à essence, 12 % des camions légers à essence [poids brut du véhicule inférieur à 2,7 tonnes (2,4 tonnes)], 12 % des véhicules récréatifs, 8 % du matériel pour pelouses et jardins, 7 % des camionnettes légères [poids brut du véhicule compris entre 2,7 et 3,9 tonnes (de 2,4 à 3,5 tonnes)], 5 % des embarcations de plaisance, 5 % des revêtements architecturaux et 23 % à partir d'autres sources, où chaque secteur individuel a contribué à moins de 5 % des émissions totales. En 2002, les estimations des émissions d'éthylbenzène dans l'air déclarées étaient de 32,4 kt (Great Lakes Commission, 2006). On a estimé que les émissions propres à l'Ontario provenant de toutes les sources étaient de 3,7 kt et 3,8 kt en 2001 et en 2002, respectivement (Great Lakes Commission, 2004, 2006).

Les concentrations d'éthylbenzène ont aussi été mesurées dans des rejets individuels dans l'air, les eaux de surface et les eaux souterraines provenant de sources anthropiques majeures au Canada, dont des installations du secteur pétrolier et gazier en amont, du secteur du raffinage du pétrole, des centrales électriques au charbon, des sites d'enfouissement, des puits d'injection en profondeur et d'anciens sites d'usines à gaz; toutefois, aucune quantité annuelle totale de rejets n'a été calculée. On n'a trouvé aucune donnée sur les rejets dans le sol et les sédiments au Canada, mais la contamination de ces milieux par des activités pétrolières et des sites d'élimination est probable.

Haut de la page

7. Devenir dans l'environnement

L'analyse du devenir dans l'environnement combine les données sur le comportement chimique de la substance aux propriétés du milieu récepteur. Le but de l'analyse du devenir est de déterminer quelle est la répartition de la substance entre plusieurs milieux après son rejet dans l'environnement. Cette analyse comprend la prise en compte de la persistance et de la bioaccumulation de la substance dans l'environnement.

Les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (tableau 5) [EQC, 2003] montrent que l'éthylbenzène devrait demeurer principalement dans le milieu dans lequel il est rejeté : si la substance est rejetée seulement dans l'air, 99,3 % demeurent dans l'air; si elle est rejetée seulement dans l'eau ou le sol, 91,2 % et 92,1 % demeurent dans ces milieux, respectivement.

Tableau 7-1 : Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003)
Substance rejetée dans :Air(%)Eau(%)Sol(%)Sédiments(%)
l'air (100 %)99,30,30,40,0
l'eau (100 %)7,691,20,01,2
le sol (100 %)7,60,392,10,0

Haut de la page

8. Persistance et potentiel de bioaccumulation

8.1 Persistance dans l'environnement

L'éthylbenzène devrait être persistant dans l'air, mais pas dans l'eau, le sol ou les sédiments, d'après les demi-vies de dégradation (voir le tableau 6). La mobilité de l'éthylbenzène dans le sol est relativement faible (Swann et al., 1983). La substance peut toutefois s'infiltrer dans les eaux souterraines, en raison de son coefficient de partage carbone organique-eau modéré (log Kco) de 2,21 à 3,04. L'élimination peut également se faire par advection qui n'est pas touchée par des conditions anaérobies. La dégradation dans les eaux souterraines pourrait être plus lente que dans les eaux de surface en raison des conditions anaérobies (Wilson et al., 1986, 1988).

Tableau 8-1 : Demi-vies et processus d'élimination de l'éthylbenzène dans l'environnement
MilieuProcessus du devenirValeur pour la dégradationParamètre de la dégradation (unités)Références
AirPhotodégradation7,0  × 10-12Coefficient  (cm3·molécule-1·
seconde-1)
Calvert et al., 2002
AirPhotodégradation0,5-2,7Demi-vie (jours)Singh et al., 1981; Ohta et Ohyama, 1985; Atkinson, 1989; Howard, 1989
Eaux de surfaceBiodégradation2Demi-vie (jours)Bouwer et McCarty, 1984
Eaux de surfaceVolatilisation13
(hiver)
20
(printemps)
2,1
(été)
Demi-vie (jours)Wakeham et al., 1983
Eaux souterrainesBiodégradation4,4
(aérobie)
Demi-vie (jours)Aronson et al., 1999
Eaux souterrainesBiodégradation8-46
(anaérobie)
Demi-vie (jours)Kappeler et Wuhrmann, 1978; Aronson et Howard, 1997
Systèmes de traitement des eaux uséesBiodégradation71-96Système de boues activées, lagunes facultatives, lagunes aérées, filtre bactérienHannah et al., 1986
Matières d'aquifère de sites d'enfouissementBiodégradation74Biodégradation anaérobie
(% après 40 semaines)
Wilson et al., 1986, 1988
SolBiodégradation3-10Demi-vie (jours)Howard, 1991
Sédiments de rivièreMinéralisation19Demi-vie (jours)Ludzak et Ettinger, 1963

L'éthylbenzène est probablement sujet au transport à grande distance, d'après la distance de transport caractéristique intermédiaire de 700 à 2 000 kilomètres, estimée par la modélisation de la fugacité du modèle de transport et de persistance de niveau III (Beyer et al., 2000; TaPL3, 2000). Selon le modèle, jusqu'à 5 % de la fraction massique de la substance peut se déplacer plus loin que trois fois cette distance. Cette hypothèse est appuyée par la détection d'éthylbenzène dans les tissus de poissons dans des régions éloignées (Lockhart et al., 1989, 1992) et dans la neige de l'Antarctique (Desideri et al., 1994).

8.2 Potentiel de bioaccumulation

Les valeurs expérimentales et modélisées de log Koe pour l'éthylbenzène indiquent que cette substance chimique a un faible potentiel de bioaccumulation (voir le tableau 3-1).

L'éthylbenzène ne devrait pas se bioaccumuler de façon significative dans les organismes aquatiques, d'après le facteur de bioaccumulation le plus élevé signalé (log FBA), soit 1,78 (FBA de 60), qui est une valeur calculée (Park et Lee, 1993), et le facteur de bioconcentration le plus élevé signalé (log FBC), soit 1,19 (FBC de 15,5), qui a été déterminé de manière expérimentale chez le poisson rouge (Carassius auratus) [Ogata et al., 1984].

Haut de la page

9. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

9.1 Évaluation de l'exposition de l'environnement

On devrait trouver de l'éthylbenzène dans l'ensemble du Canada, étant donné sa persistance dans l'air, son potentiel de transport à grande distance, ainsi que ses nombreuses sources (y compris les sources naturelles). Les concentrations d'éthylbenzène mesurées dans les eaux de surface, les eaux souterraines, le sol et le biote au Canada et dans d'autres endroits pertinents sont résumées dans les tableaux 7 à 10.

9.1.1 Air

Les données et les études sur l'éthylbenzène dans l'air ambiant au Canada sont résumées dans l'annexe A. Cette annexe contient également des données tirées de cinq études canadiennes (Windsor, Regina, Halifax, Edmonton et Ottawa) dans lesquelles on a mesuré les concentrations d'éthylbenzène dans l'air extérieur tout près des maisons.

Le programme du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA) conserve une vaste base de données sur les concentrations dans l'air ambiant surveillées à l'échelle du Canada, y compris celles des composés organiques volatils tels que l'éthylbenzène. Le programme du RNSPA existe depuis 1969 et compte actuellement 368 sites de surveillance dans 255 collectivités situées dans chaque province et territoire du Canada (Environnement Canada, 2009). Les concentrations d'éthylbenzène mesurées dans l'air ont été rassemblées à partir de 42 stations de surveillance du RNSPA; les données ont été relevées de 2005 à 2009, avec un minimum de 90 échantillons par station pour un total de 13 462 échantillons à l'échelle du Canada. Cependant, seules les stations qui ont mesuré l'éthylbenzène pour les cinq années et, par conséquent, qui contiennent de nombreux échantillons, ont été incluses dans la compilation (31 stations). Les concentrations moyennes sur 24 heures variaient de 0,103 à 1,28 μg/m3, et les concentrations au 95e centile correspondantes sur 24 heures variaient de 0,206 à 4,40 μg/m3. Les concentrations maximales d'éthylbenzène mesurées dans toutes les stations de surveillance du RNSPA, entre 2005 et 2009, provenaient de la région de Burnaby, dans le District régional du Grand Vancouver, en Colombie-Britannique, avec une valeur de 35,84 μg/m3(avec une valeur moyenne et au 95e centile de 0,71 ± 3,07 et de 1,06 μg/m3, respectivement, pour cette station de surveillance entre 2005 et 2009) [Environnement Canada, 2011a]. Une analyse des données du RNSPA de 2010 à 2012 a montré que les concentrations d'éthylbenzène ont chuté dans la même plage que celles déclarées entre 2005 et 2009.

Des données publiées sur l'éthylbenzène dans l'air sont également disponibles pour plusieurs sites en Alberta (Alberta, 2005, 2010; FAP, 2010). Fort Air Partnership (FAP), un groupe multilatéral avec des membres de l'industrie, du gouvernement et du public, a suivi huit stations de surveillance permanente et en continu de la qualité de l'air ambiant dans une zone située au nord-est d'Edmonton en 2009. Cinq sites se trouvent dans les environs immédiats d'installations pétrolières et gazières et pétrochimiques, un site ne se trouve pas à proximité d'un site industriel, un autre se trouve dans la ville de Fort Saskatchewan, et un autre est situé dans le parc national du Canada Elk Island. On a mesuré l'éthylbenzène sur une base semi-continue (quatre échantillons par heure) à la station de surveillance de la qualité de l'air de Scotford 2, qui contrôle les émissions industrielles locales relativement à la qualité de l'air. Les industries surveillées à la station sont les suivantes : l'usine de valorisation Shell Canada Energy de Scotford, la raffinerie de pétrole Shell Canada Products de Scotford, l'usine de styrène et d'éthane-1,2-diol de Shell Chemicals Canada, ainsi que l'usine de valorisation de bitume de BA Energy de Heartland. On a mesuré des concentrations d'éthylbenzène inférieures au seuil de détection (seuil de détection de 0,08 µg/m3) plus de 87 % du temps ainsi qu'une valeur maximale de 87,7 µg/m3 au cours de l'année.

Le ministère de l'Environnement de l'Alberta a réalisé une étude concernant des plaintes relatives à des odeurs de février à mai 2010 dans la région de Three Creeks, en Alberta (Alberta, 2010). Des échantillons d'air ont été prélevés aux sites en aspirant de l'air dans des récipients en acier inoxydable sous vide de six litres. Deux types de méthodes de collecte d'échantillons ont été utilisées : i) l'échantillon a été aspiré à un taux constant pendant une certaine période, ou ii) le récipient a été utilisé pour capter des échantillons instantanés. La première méthode a produit un échantillon intégré, et les concentrations quantifiées à l'aide de cette méthode représentaient une moyenne pour la période d'échantillonnage. L'air a été échantillonné pendant une heure à sept sites, et un intervalle d'échantillonnage de dix minutes a été utilisé au huitième site. On a utilisé un intervalle d'échantillonnage de quinze minutes au huitième site. Les concentrations moyennes sur une heure obtenues allaient de 0,29 à 4,03 µg/m3.

De l'éthylbenzène a été détecté dans l'air lors d'une étude sur les composés organiques volatils échantillonnés chaque jour pendant 24 heures à deux sites, du 12 septembre 2004 jusqu'au 30 mars 2006, dans un secteur comptant plus de 30 grandes installations industrielles à Fort Saskatchewan, en Alberta (Mintz et McWhinney, 2008). Les concentrations maximales étaient comprises entre 2,14 et 6,49 μg/m3. You et al. (2008) ont observé que les installations pétrolières et gazières contribuaient aux concentrations atmosphériques d'éthylbenzène (maximum de 6,21 μg/m3) dans les régions rurales de l'ouest du Canada.

Atari et Luginaah (2009) ont effectué la surveillance de l'éthylbenzène en utilisant 37 échantillonneurs à Sarnia, en Ontario, où plus de 40 % des produits chimiques canadiens sont fabriqués. En octobre 2005, sur deux semaines, on a mesuré une concentration moyenne de 0,46 μg/m3 et une concentration maximale de 1,06 μg/m3 d'éthylbenzène dans l'air. Miller et al. (2009) ont dirigé une étude semblable en utilisant les mêmes sites d'échantillonnage qu'Atari et Luginaah (2009), mais ils se sont concentrés sur la variabilité spatiale de l'éthylbenzène à Sarnia pendant le mois d'octobre 2005. Les résultats indiquaient que la variabilité spatiale est significative à Sarnia et qu'un pic de pollution se produisait là où il y avait un groupe d'installations industrielles et chimiques ou dans les zones qui se trouvent à une courte distance en aval de ces installations.

L'éthylbenzène a été mesuré dans le cadre d'un programme de surveillance de la qualité de l'air ambiant à six stations sur environ deux ans (du 1er juin 2003 au 31 mars 2005) dans le bassin atmosphérique de Clarkson (Oakville et Mississauga, en Ontario) [Ontario, 2006]. La concentration annuelle moyenne la plus élevée était de 1,46 μg/m3, et on a relevé une valeur maximale sur 24 heures de 9,63 μg/m3 pour la substance. Badjagbo et al. (2009) ont présenté des résultats pour trois sites urbains au Canada (un garage de mécanique générale, le collecteur d'eaux pluviales d'un site d'enfouissement de déchets industriels et une rue à deux voies dans une zone industrielle), et ils ont trouvé des concentrations moyennes allant de moins de 8 μg/m3 à 13 μg/m3.

En 2007, 60 % des plus grands sites d'enfouissement (autorisés à recevoir 40 000 tonnes de déchets par an) ont capturé leurs gaz d'enfouissement et 95 % ont capturé leur lixiviat. Seuls 5 % de sites n'ont utilisé aucun traitement, seulement une atténuation naturelle, pour traiter leur lixiviat (Conestoga Rovers and Associates, 2009). On devrait trouver la présence d'éthylbenzène dans les gaz d'enfouissement, mais on suppose que la substance sera détruite à un taux de 99 % par combustion

9.1.2 Eaux de surface

Les données canadiennes sur les eaux de surface pour l'éthylbenzène se limitent aux mesures prises dans le cadre de la Stratégie municipale et industrielle de dépollution, un programme de surveillance provincial du secteur du raffinage du pétrole de l'Ontario qui a été en place du 1er décembre 1988 au 30 novembre 1989 (Ontario, 1990, 1992). Les concentrations d'éthylbenzène ont été mesurées dans les effluents d'eaux de procédés industriels, dans l'eau de refroidissement et l'eau d'arrivée, dans le lixiviat de terres agricoles ainsi que dans les effluents d'eaux pluviales (voir le tableau 7).

La Sarnia-Lambton Environmental Association (SLEA), une association environnementale bénévole coopérative de 20 installations industrielles dans le comté de Lambton, en Ontario, surveille la qualité de l'air et de l'eau le long de la rivière Sainte-Claire depuis 1988. Les concentrations d'éthylbenzène dans la rivière ont varié d'une valeur maximale de 285 µg/L en 1990 à 1 µg/L en 1995 (SLEA, 2007-2008). Les concentrations maximales d'éthylbenzène dans la rivière Sainte-Claire ont diminué en 2007 et en 2008, avec des résultats de 0,15 et 0,09 µg/L, respectivement.

Tableau 9-1 : Concentrations (en µg/L) d'éthylbenzène dans les eaux de surface et les effluents au Canada
MilieuDétailsConcentration moyenneNote de bas de page Tableau 9-1[a](µg/L)Concentration maximale (µg/L)Références
Eaux de surface150 échantillons de prise d'eau à une usine Esso de Sarnia en Ontario0,71*31,2Ontario, 1992
Eaux de surfaceRivière Sainte-Claire 0,09-0,15SLEA, 2007-2008
Effluents d'eaux de procédés1 095 échantillons d'effluents d'eaux de procédés industriels à 7 raffineries en Ontario0,3470,060-24,300Ontario, 1992
Effluents d'eau de refroidissement en circuit ouvert143 échantillons d'effluents d'eau de refroidissement en circuit ouvert à 4 raffineries en Ontario1,1010,180-43,390Ontario, 1992
Lixiviat de terres agricoles25 échantillons de lixiviat de terres agricoles à 2 raffineries en Ontario0,2340,060-0,36Ontario, 1992
Effluents d'eaux pluviales150 échantillons d'effluents d'eaux pluviales à 3 raffineries en Ontario0,4430,060-13,810Ontario, 1992
Note de bas de page Tableau 9-1 a

Les valeurs en caractères gras marquées d'un astérisque (*) ont été choisies comme concentrations environnementales estimées (CEE) pour le calcul des quotients de risque (QR) plus loin dans le présent rapport.

Retour à la note de page Tableau 9-1[a]

9.1.3 Eaux souterraines

Les concentrations d'éthylbenzène dans les eaux souterraines, souvent mesurées avec d'autres substances chimiques BTEX (benzène, toluène, éthylbenzène, xylènes), sont disponibles pour plusieurs sites contaminés en Ontario (Reinhard et al., 1984; Jackson et al., 1985; Cherry, 1987; Barker, 1988; Barker et al., 1989; Lesage et al., 1990a, 1990b, 1991, 1993, 1997; MacRitchie et al., 1994; Ontario, 2005), ainsi que pour les concentrations de fond naturelles à d'autres endroits au Canada (Reinhard et al., 1984; Cherry, 1987) (voir le tableau 9-2).

Tableau 9-2 : Concentrations (en µg/L) d'éthylbenzène dans les eaux souterraines au Canada
DétailsConcentrationNote de bas de page Tableau 9-2[a](µg/L)Références
Concentrations de fond, Canada0,1Reinhard et al., 1984
Concentrations de fond, North Bay, Ontario0,1Cherry, 1987
Cinq sites dans la région de Niagara Falls, Ontario1-3Lesage et al., 1997
À des stations d'essence (sur place) :
Scarborough, Ontario
Aurora, Ontario
Comté de Flamborough, Ontario
(total de 56 échantillons d'eaux souterraines)
111 (médiane)
541 (médiane)
1 (médiane)
Lesage et al., 1997
Concentrations mesurées dans le panache de contaminants dans les eaux souterraines au site d'enfouissement de North Bay, en Ontario0,03-14Cherry, 1987
Puits de surveillance à plusieurs niveaux de West Bay (huit profondeurs différentes à partir de la surface en 1988) installé à proximité des puits d'élimination des déchets industriels, qui avaient été utilisés pour l'injection profonde de déchets liquides, en vue de comparer ces concentrations de substances BTEXNote de bas de page Tableau 9-2[b] à celles d'autres puits d'échantillonnage dans des aquifères peu profonds.5-133Lesage et al., 1991
Concentrations de lixiviat à :
Sites d'enfouissement de Guelph, en Ontario (1988 et 1989) et site d'enfouissement de Muskoka, en Ontario (1989)
35-83Lesage et al., 1993
Cinq des six sites d'enfouissement du sud de l'Ontario (Old Borden, North Bay, New Borden, Upper Ottawa Street, Woolwich, Tricil) [Remarque : Il s'agit d'un rapport sommaire; les valeurs tirées de ce rapport sont également présentées ci-dessous]Plage des valeurs maximales :
1 à 3 320
Barker, 1988
Site d'enfouissement de North Bay, en Ontario, mesure à 460 m hors site58*Barker et al., 1989
Sites d'enfouissement : North Bay, Old Borden, New Borden, Upper Ottawa Street, Woolwich et Tricil, en Ontarioinférieur(e) à  1-3 320Barker et al., 1989; MacRitchie et al., 1994
Site d'enfouissement d'Elmira, en Ontario
(puits de surveillance installés à côté d'anciennes lagunes d'élimination des déchets ou dans ces lagunes).
2 000-120 000Lesage et al., 1990b
Concentrations mesurées à différents puits au sein du site d'enfouissement de Woolwich, en Ontario (1981) et de celui de North Bay, en Ontario (1981)0,08-480Reinhard et al., 1984
Concentrations mesurées à différents puits au sein du site d'enfouissement de Gloucester, en Ontario (1982)0,6-38Jackson et al., 1985
Site d'enfouissement de Gloucester, en Ontario (1988)
Dans l'aquifère de délavage :
fréquence d'identification de l'éthylbenzène de 3 % dans 37 échantillons prélevés
2Lesage et al., 1990a
Substance détectée dans un puits de surveillance sur cinq3Lesage et al., 1990a
Différentes friches contaminées situées à Ottawa et à Toronto, en Ontario1,09-1,5Ontario, 2005
Note de bas de page Tableau 9-2 a

Les valeurs en caractères gras marquées d'un astérisque (*) ont été choisies comme concentrations environnementales estimées (CEE) pour le calcul des quotients de risque (QR) plus loin dans le présent rapport.

Retour à la note de page Tableau 9-2[a]

Note de bas de page Tableau 9-2 b

BTEX = benzène, toluène, éthylbenzène, xylènes.

Retour à la note de page Tableau 9-2[b]

9.1.4 Sol

On n'a trouvé aucune donnée pour les concentrations d'éthylbenzène dans les sédiments au Canada. Il existe des données d'éthylbenzène dans le sol pour trois sites de forêts-parcs en Ontario (MEEO, 1993), et des données plus récentes sont disponibles pour les sites de l'Ontario dans le Registre environnemental des sites de friches contaminées (Ontario, 2005) (voir le tableau 9-3). Toutefois, ces deux sources de données concernent des sites contaminés et ne fournissent pas de détails sur les sites d'échantillonnage du sol ou la méthodologie.

Tableau 9-3 : Concentrations (en µg/kg) d'éthylbenzène dans le sol au Canada
DétailsConcentrationNote de bas de page Tableau 9-3[a](µg/kg)Références
Forêt-parc rurale en Ontario0,46*MEEO, 1993
Anciennes forêts-parcs urbaines en Ontario0,40 
Différentes friches contaminées situées à Ottawa et à Toronto, en Ontario40-50Ontario, 2005
Note de bas de page Tableau 9-3 a

Les valeurs en caractères gras marquées d'un astérisque (*) ont été choisies comme concentrations environnementales estimées (CEE) pour le calcul des quotients de risque (QR) plus loin dans le présent rapport.

Retour à la note de page Tableau 9-3[a]

9.1.5 Biote

Les données de concentrations d'éthylbenzène dans le biote disponibles ont été mesurées dans le poisson et sont présentées dans le tableau 9-4. Les concentrations d'éthylbenzène dans les tissus musculaires des grands corégones et des lottes étaient plus élevées que dans les tissus hépatiques des lottes des Territoires du Nord-Ouest (Canada). Les concentrations moyennes allaient de 2,45 à 104 μg/kg dans les tissus musculaires comparativement à 1,81 à 46,3 dans les tissus hépatiques de la lotte (Lockhart et al., 1992).

Tableau 9-4 : Concentrations (en µg/kg de poids humide) d'éthylbenzène dans le biote au Canada
DétailsConcentration moyenne
(µg/kg)
Concentration maximale (µg/kg)Références
Tissus musculaires de la lotte (Lota lota) du fleuve Mackenzie, Territoires du Nord-Ouest2,45-49,6115Lockhart et al., 1992
Tissus hépatiques de la lotte du fleuve Mackenzie, Territoires du Nord-Ouest1,81-46,384Lockhart et al., 1992
Tissus musculaires du grand corégone (Coregonus clupeaformis) du fleuve Mackenzie, Territoires du Nord-Ouest7,46-104273Lockhart et al., 1992

9.2 Évaluation des effets sur l'environnement

Les principales études de toxicité sur les organismes aquatiques et vivant dans le sol sont présentées dans les tableaux 9-5 et 9-6. Les valeurs des paramètres de toxicité aiguë et chronique pour les poissons, les invertébrés aquatiques et les algues se trouvent dans la plage comprise entre 1 et 10 mg/L (tableau 9-5), ce qui indique que l'éthylbenzène est modérément toxique pour les espèces aquatiques. Parmi les espèces plus sensibles, on trouve la puce d'eau douce (Daphnia magna), qui a la plus faible CE50 sur 48 heures de 1,8 mg/L (Vigano, 1993) et la mysis effilée estuarienne (Mysidopsis bahia) qui a une CL50 sur 96 heures de 2,6 mg/L (Masten et al., 1994). De plus, Niederlehner et al. (1998) ont mesuré une concentration sans effet observé (CSEO) et une concentration minimale avec effet observé (CMEO) sur sept jours de 1,0 et 1,7 mg/L, respectivement, qui entraînaient une reproduction significativement réduite chez le cladocère Ceriodaphnia dubia, tandis que Tsai et Chen (2007) ont eu recours à une nouvelle technique d'essai dans un système fermé et ont déterminé une CE50 sur 48 heures de 1,34 mg/L, en fonction d'une inhibition significative de la croissance de l'algue verte d'eau douce, Pseudokirchneriella subcapitata.

Tableau 9-5 : Données empiriques sur la toxicité de l'éthylbenzène pour les organismes aquatiques
ClassificationOrganisme d'essaiParamètreValeur (mg/L)Note de bas de page Tableau 9-5[a]Références
VertébrésCapucette,
Menidia menidia
CL50Note de bas de page Tableau 9-5[b]sur 96 heures (mortalité)5,1Masten et al., 1994
VertébrésTête-de-boule,
Pimephales promelas
CL50 sur 96 heures (mortalité)9,1Brooke, 1987
VertébrésTruite arc-en-ciel,
Oncorhynchus mykissNote de bas de page Tableau 9-5[c]
CL50 sur 96 heures (mortalité)4,2Galassi et al., 1988
VertébrésGuppy,
Poecilia reticulata
CL50 sur 96 heures (mortalité)9,6Galassi et al., 1988
InvertébrésCladocère,
Ceriodaphnia dubia
CL50 sur 2 jours (mortalité)3,2
(30 µM)
Niederlehner et al., 1998
InvertébrésCladocère,
Ceriodaphnia dubia
CL50 sur 7 jours (mortalité)3,6
(34 µm)
Niederlehner et al., 1998
InvertébrésCladocère,
Ceriodaphnia dubia
CSEO sur 7 joursNote de bas de page Tableau 9-5[d](reproduction)1,0
(9 µM)
Niederlehner et al., 1998
InvertébrésCladocère,
Ceriodaphnia dubia
CMEO sur 7 joursNote de bas de page Tableau 9-5[e](reproduction)1,7
(16 µM)
Niederlehner et al., 1998
InvertébrésCladocère,
Ceriodaphnia dubia
CI50Note de bas de page Tableau 9-5[f]sur 7 jours (reproduction)3,3
(31 µM)
Niederlehner et al., 1998
InvertébrésCladocère,
Daphnia magna
CI50 sur 24 heures (immobilisation)2,2Galassi et al., 1988
InvertébrésCladocère,
Daphnia magna
CE50Note de bas de page Tableau 9-5[g]sur 48 heures (immobilisation)2,9MacLean et Doe, 1989
InvertébrésCladocère,
Daphnia magna
CE50 sur 48 heures (immobilisation)1,8-2,4Vigano, 1993
InvertébrésCrevette des salines,
Artemia salina
CE50 sur 48 heures (immobilisation)9,2MacLean et Doe, 1989
InvertébrésMysis effilée,
Mysidopsis bahia
CL50 sur 96 heures (mortalité)2,6Masten et al., 1994
AlguesDiatomée,
Skeletonema costatum
CE50 sur 96 heures (inhibition de la croissance)7,7Masten et al., 1994
AlguesAlgue verte,
Pseudokirchneriella subcapitata
CE50 sur 48 heures (inhibition de la croissance)1,3Tsai et Chen, 2007
AlguesAlgue verte,
Selenastrum capricornutumNote de bas de page Tableau 9-5[h]
CE50 sur 72 heures (inhibition de la croissance)4,6Galassi et al., 1988
AlguesAlgue verte,
Selenastrum capricornutumh
CE50 sur 96 heures (inhibition de la croissance)3,6Masten et al., 1994
Note de bas de page Tableau 9-5 a

Les valeurs entre parenthèses entre parenthèses représentent les valeurs originales signalées par les auteurs.

Retour à la note de page Tableau 9-5[a]

Note de bas de page Tableau 9-5 b

CL50 = Concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.

Retour à la note de page Tableau 9-5[b]

Note de bas de page Tableau 9-5 c

Anciennement Salmo gairdneri.

Retour à la note de page Tableau 9-5[c]

Note de bas de page Tableau 9-5 d

CSEO = Concentration sans effet observé, soit la concentration la plus élevée ne causant pas d'effet statistiquement significatif par rapport au groupe témoin dans un essai de toxicité.

Retour à la note de page Tableau 9-5[d]

Note de bas de page Tableau 9-5 e

CMEO = Concentration minimale avec effet observé, soit la concentration la plus faible causant un effet statistiquement significatif par rapport au groupe témoin dans un essai de toxicité.

Retour à la note de page Tableau 9-5[e]

Note de bas de page Tableau 9-5 f

CI50 = Concentration inhibitrice pour un effet de 50 %. Estimation ponctuelle de la concentration d'une substance qui cause une réduction de 50 % d'une mesure biologique quantitative (dans ce cas, la reproduction).

Retour à la note de page Tableau 9-5[f]

Note de bas de page Tableau 9-5 g

CE50 = Concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet (dans ce cas, l'immobilisation) chez 50 % des organismes d'essai.

Retour à la note de page Tableau 9-5[g]

Note de bas de page Tableau 9-5 h

Le nom de cette espèce a été changé par la suite pour Pseudokirchneriella subcapitata.

Retour à la note de page Tableau 9-5[h]

Les données sur la toxicité pour les organismes vivant dans le sol sont limitées à deux études. Une étude menée par Neuhauser et al. (1985), qui a déterminé une CL50 de 47 µg/cm2 pour le lombric Eisenia fetida, a utilisé du papier filtre plutôt que de la vraie terre comme substrat. Une étude plus récente menée par ESG International, Inc. (2002), avec des concentrations dans le sol recalculées par Komex International Ltd. (2002), a obtenu des valeurs de toxicité aiguë (CL25 sur 14 jours) pour un invertébré vivant dans le sol, le collembole Onychiurus folsomi, de 576 mg/kg poids sec (p.s.) dans un sol de loam sableux grossier et de 259 mg/kg p.s. dans un sol de loam argileux fin. ESG International, Inc. (2002) a aussi mentionné une CSEO sur 14 jours de 16 mg/kg p.s. et une CMEO sur 14 jours de 112 mg/kg p.s. pour le lombric Eisenia andrei dans un sol de loam sableux grossier. Komex International Ltd. (2002) a recalculé les valeurs d'ESG International, Inc. (2002) et a rapporté une CSEO de 16 mg/kg p.s. et une CMEO de 112 mg/kg p.s. pour une exposition de 14 jours du lombric dans un sol de loam argileux fin (tableau 9-6).

Tableau 9-6 : Données empiriques sur la toxicité de l'éthylbenzène pour les organismes vivant dans le sol
OrganismeParamètreConcentration(mg/kg p.s.Note de bas de page Tableau 9-6[a])Références
Collembole,
Onychiurus folsomi
CL25Note de bas de page Tableau 9-6[b]sur 14 jours
(mortalité)
576
(loam sableux grossier)
ESG International, Inc., 2002
Lombric,
Eisenia andrei
CSEONote de bas de page Tableau 9-6[c] sur 14 jours16
 (loam sableux grossier et loam argileux fin)
ESG International, Inc., 2002;
Komex International Ltd., 2002
Collembole,
Onychiurus folsomi
CSEOc sur 14 jours259
(loam argileux fin)
Komex International Ltd., 2002
Lombric,
Eisenia andrei
CMEONote de bas de page Tableau 9-6[d] sur 14 jours
(mortalité)
112
(loam sableux grossier et loam argileux fin)
ESG International, Inc., 2002;
Komex International Ltd., 2002
Élyme lancéolé,
Agropyron dasystachyum
CI25Note de bas de page Tableau 9-6[e] sur 14 jours
(réduction de la masse racinaire humide)
3
(loam sableux grossier)
ESG International, Inc., 2002
Élyme lancéolé,
Agropyron dasystachyum
CI25e sur 14 jours
(réduction de la masse racinaire humide)
218
(loam argileux fin)
Komex International Ltd., 2002
Luzerne,
Medicago sativa
CI25 sur 14 jours
(réduction de la longueur des racines)
462
(loam sableux grossier)
Komex International Ltd., 2002
Luzerne,
Medicago sativa
CI25 sur 14 jours
(réduction de la longueur des racines)
316
(loam argileux fin)
Komex International Ltd., 2002
Note de bas de page Tableau 9-6 a

p.s. = poids sec

Retour à la note de page Tableau 9-6[a]

Note de bas de page Tableau 9-6 b

CL25 = Concentration d'une substance qu'on estime létale pour 25 % des organismes d'essai.

Retour à la note de page Tableau 9-6[b]

Note de bas de page Tableau 9-6 c

CSEO = Concentration sans effet observé, soit la concentration la plus élevée ne causant pas d'effet statistiquement significatif par rapport au groupe témoin dans un essai de toxicité.

Retour à la note de page Tableau 9-6[c]

Note de bas de page Tableau 9-6 d

CMEO = Concentration minimale avec effet observé, soit la concentration la plus faible causant un effet statistiquement significatif par rapport au groupe témoin dans un essai de toxicité.

Retour à la note de page Tableau 9-6[d]

Note de bas de page Tableau 9-6 e

CI25 = Concentration inhibitrice pour un effet de 25 %. Estimation ponctuelle de la concentration d'une substance qui cause une réduction de 25 % d'une mesure biologique quantitative (dans ce cas, la croissance des racines).

Retour à la note de page Tableau 9-6[e]

Dans le cas de la toxicité du sol pour les plantes, les études d'ESG et de Komex ont indiqué que le paramètre le plus sensible pour l'élyme lancéolé, Agropyron dasystachyum, était la masse racinaire humide significativement réduite avec des valeurs de CI25 sur 14 jours de 3 mg/kg p.s. dans un sol de loam sableux grossier et de 218 mg/kg p.s. dans un sol de loam argileux fin (ESG International, Inc., 2002; Komex International Ltd., 2002). Le paramètre le plus sensible pour la luzerne, Medicago sativa, était une réduction significative de la longueur des racines, avec des valeurs de CI25 sur 14 jours de 462 et 316 mg/kg p.s. pour le loam sableux grossier et le loam argileux fin, respectivement (tableau 9-6).

On n'a trouvé aucune donnée sur la toxicité pour la faune terrestre; cependant, des études de laboratoire utilisant des rongeurs et d'autres mammifères ont été menées dans le but d'évaluer les effets possibles sur la santé humaine, et les données pertinentes issues de ces études sont prises en considération ici, pour les espèces fauniques terrestres. Les résultats indiquent que l'exposition chronique par inhalation à l'éthylbenzène peut être associée à des dommages aux organes, à des effets sur la reproduction et le développement, voire à une cancérogénicité éventuelle chez les mammifères (voir la section sur les effets sur la santé humaine). La valeur des paramètres de l'étude considérée comme la plus pertinente pour les effets potentiels sur la faune terrestre est une CMEO de 326 mg/m3 (75 ppm), associée à une augmentation de la gravité de la néphropathie chez les rats femelles exposés à de l'éthylbenzène pendant 104 semaines (6 heures par jour, cinq jours par semaine) [NTP, 1999].

9.3 Caractérisation des risques pour l'environnement

La démarche adoptée dans la présente évaluation écologique préalable consiste à examiner divers renseignements à l'appui et à tirer des conclusions à l'aide de la méthode du poids de la preuve, conformément aux dispositions de la LCPE. On a accordé une attention particulière aux analyses du quotient de risque ainsi qu'à la persistance, à la bioaccumulation et aux tendances des concentrations ambiantes.

Analyse des quotients de risque

Des analyses du quotient de risque (QR), qui intègrent les expositions connues ou potentielles à des effets nocifs connus ou potentiels sur l'environnement, ont été effectuées pour chaque milieu pertinent. Cela impliquait d'abord la sélection d'une valeur critique de toxicité (VCT) en fonction de l'espèce la plus sensible du milieu. Une concentration estimée sans effet (CESE) a ensuite été obtenue à partir de la valeur critique de toxicité en appliquant un facteur d'application (FA) pour tenir compte des sources d'incertitude des sources suivantes : (1) les variations de sensibilité interspécifiques et intraspécifiques, (2) l'extrapolation des résultats du laboratoire au terrain, et (3) l'utilisation d'études de courte durée pour modéliser l'exposition de longue durée. Pour chaque milieu, une concentration environnementale estimée (CEE) a été sélectionnée pour les scénarios d'exposition prudents fondés sur des scénarios de pire éventualité raisonnable. Les CEE, les VCT, les FA, les CESE et les QR ainsi obtenus pour chaque milieu sont présentés dans le tableau 13. Une valeur de quotient de risque supérieure à 1 indique la possibilité d'effets nocifs.

Tableau 9-7 : Valeurs utilisées pour calculer les quotients de risque (QR) pour tous les milieux
Milieu/
scénario d'exposition
OrganismeParamètreVCTRéférencesFACESECEENote de bas de page Tableau 9-7[a]QR
AirRatCMEO sur 104 semaines326 
mg/m3
NTP, 19991003,26 
mg/m3
4,40 
µg/m3
0,001
Eaux de surfaceC. dubiaCMEO sur 7 jours1,7 
mg/L
Niederlehner et al., 1998100,17 
mg/L
0,00071 mg/L0,004
Eaux souterrainesC. dubiaCMEO sur 7 jours1,7 
mg/L
Niederlehner et al., 19981000,017 mg/L0,058 
mg/L
3,4
Sédiments (eau interstitielle)C. dubiaCMEO sur 7 jours1,7 
mg/L
Niederlehner et al., 19981000,017 mg/L0,0058 mg/L0,34
Sol (eau interstitielle)C. dubiaCMEO sur 7 jours1,7 
mg/L
Niederlehner et al., 19981000,017 mg/L0,00014 mg/L0,008
SolÉlyme lancéoléCI25 sur 14 jours
mg/kg p.s.
ESG International, Inc., 2002; Komex International Ltd., 20021000,03 
mg/kg
0,00046 mg/kg0,02
Note de bas de page Tableau 9-7 a

La sélection des CEE est expliquée dans le texte avec des renvois à l'annexe A et aux tableaux 7 à 9.

Retour à la note de page Tableau 9-7[a]

Le premier scénario a été mis au point pour l'exposition de la faune terrestre à l'éthylbenzène dans l'air. En raison du manque de données sur la toxicité pour la faune terrestre, on a pris en considération les données relatives aux mammifères de laboratoire au moment de choisir la valeur critique de toxicité (VCT). La valeur des paramètres de l'étude considérée comme la plus pertinente pour les effets potentiels sur la faune terrestre est une CMEO de 326 mg/m3 (75 ppm) associée à une augmentation de la gravité de la néphropathie chez les rats femelles exposés pendant 104 semaines (6 heures par jour, cinq jours par semaine) [NTP, 1999]. On a appliqué un facteur d'application prudent de 100 à ce paramètre de toxicité chronique pour tenir compte de la variabilité des espèces et de l'extrapolation des conditions en laboratoire à celles sur le terrain. La CESEair obtenue est de 3,26 mg/m3.

Une concentration dans l'air ambiant au 95e centile de 4,40 µg/m3 a été sélectionnée à titre de CEE de la pire éventualité (Environnement Canada, 2011a, annexe 1). Ce site se trouve à Montréal, au Québec. Par conséquent, le quotient de risque prudent pour l'exposition de la faune terrestre à l'éthylbenzène dans l'air est le suivant :

QRAir1 = CEE/CESE = 4,40 µg/m3 / 3 260 μg/m3 = 0,001.

Pour le milieu aquatique, les scénarios d'exposition ont été analysés pour les eaux de surface et les eaux souterraines. La plus faible valeur à effet chronique, une concentration CMEO sur sept jours de 1,7 mg/L, pour une reproduction significativement réduite chez le Ceriodaphnia dubia (Niederlehner et al., 1998), a été choisie comme VCT pour les eaux de surface et les eaux souterraines en supposant la sensibilité comparative à l'éthylbenzène entre les invertébrés d'eaux de surface et d'eaux souterraines. Comme la base de données empiriques sur la toxicité pour les espèces des eaux de surface est relativement abondante (tableau 9-5), on a appliqué un facteur d'application de 10 à la valeur critique de toxicité pour produire une valeur de CESE de 0,17 mg/L. En l'absence de données empiriques sur les organismes des eaux souterraines, on a utilisé un plus grand facteur d'application (FA) de 100, et la CESE qui en résulte pour l'eau souterraine est par conséquent de 0,017 mg/L.

Pour le scénario relatif aux eaux de surface, les données canadiennes se limitent surtout aux mesures prises dans le cadre d'un programme de surveillance provincial du secteur du raffinage du pétrole en Ontario en 1988-1989 (Ontario, 1992). La concentration maximale d'éthylbenzène mesurée dans l'eau d'arrivée (qui correspond à l'eau de surface avant son utilisation dans tout procédé chimique) est rapportée comme étant de 31,2 µg/L à une station située à l'extérieur de l'usine Esso à Sarnia. La CEE choisie est la concentration moyenne à ce site (0,71 µg/L) [moyenne de 150 mesures] (voir le tableau 9-1). Le quotient de risque pour les eaux de surface peut se calculer de la façon suivante :

QReaux de surface = CEE/CESE = 0,00071 mg/L / 0,17 mg/L = 0,004.

Pour le scénario d'exposition des eaux souterraines, on a choisi la CEE de 58 µg/L (0,058 mg/L), la plus forte concentration dissoute d'éthylbenzène mesurée dans les eaux souterraines près d'un site d'enfouissement à North Bay, en Ontario (Barker et al., 1989). Des concentrations plus élevées ont été relevées (tableau 9-2, mais cette étude a été choisie en raison de la bonne qualité de la conception expérimentale de la surveillance et de l'échantillonnage. Par opposition à d'autres rapports de surveillance, Barker et al. (1989) ont clairement présenté la situation géologique et hydrologique du site et des différents puits, et ils ont décrit le choix des sites d'échantillonnage pour les mesures des concentrations d'éthylbenzène dans les eaux souterraines. La valeur choisie, 58 µg/L, correspond à la concentration maximale trouvée dans un puits d'échantillonnage hors site à une distance d'environ 460 mètres en aval du site d'enfouissement (Barker et al., 1989). Bien qu'on ait relevé des concentrations d'éthylbenzène plus élevées à proximité du site d'enfouissement, Barker et al. (1989) ont montré clairement qu'à mesure qu'on s'éloigne de la source principale, les concentrations diminuent rapidement. À une distance de 620 mètres en aval de l'écoulement des eaux souterraines, on n'a pas pu détecter d'éthylbenzène à un puits, et on a mesuré une concentration de 2,1 µg/L à un autre puits. Les auteurs ont présumé que cette importante baisse des concentrations était due à la dégradation microbienne. Selon la réglementation provinciale (p. ex., le règlement sur les déchets dangereux de l'Environmental Management Actde la Colombie-Britannique), il faut respecter une distance de 300 mètres entre les sites de déchets dangereux et les sites d'enfouissement et le plan d'eau le plus proche (Colombie-Britannique, 1988). En supposant que la sensibilité des invertébrés des eaux souterraines est semblable à celles des invertébrés des eaux de surface, le quotient de risque pour l'eau souterraine peut être calculé comme suit :

QReaux souterraines = CEE/CESE = 0,058 mg/L / 0,017 mg/L = 3,4.

Pour l'exposition des sédiments (afin de déterminer une CEE pour les concentrations dans l'eau interstitielle des sédiments), on a mis au point un scénario dans lequel l'éthylbenzène dans les eaux souterraines est rejeté dans un plan d'eau, comme une rivière ou un ruisseau, ou dans un milieu humide. Étant donné ses propriétés (valeur de log Kco modérée de 2,65 à 3,04 et hydrosolubilité de 111 à 169 mg/L), l'éthylbenzène ne devrait pas s'adsorber significativement sur les particules du sol, mais il devrait plutôt se répartir dans l'eau interstitielle des sédiments de rivière, et pourrait comporter un risque pour les organismes benthiques. Pour ce scénario, on estime que la concentration d'éthylbenzène dans l'eau interstitielle des sédiments est comparable à une concentration d'éthylbenzène trouvée dans les eaux souterraines à une distance de 460 mètres à partir de la cellule principale du site d'enfouissement à North Bay (Barker et al., 1989). Au site d'enfouissement de North Bay, l'écoulement des eaux souterraines traverse en fait un aquifère sableux qui contient des sources et des milieux humides avant d'être rejeté tout d'abord dans le ruisseau Chippewa, à environ 800 mètres du site d'enfouissement, puis dans d'autres rivières en aval (Barker et al., 1989). Par conséquent, la CEEeau interstitielle pour les sédiments a été obtenue en utilisant la concentration dans l'eau souterraine (0,058 mg/L, Barker et al., 1989) et un facteur d'application (FA) de 10 pour tenir compte de l'incertitude associée à l'estimation de la CEEeau interstitielle à partir d'une concentration mesurée dans les eaux souterraines.

En l'absence de données adéquates sur la toxicité dans les sédiments, la VCT sélectionnée pour les sédiments est identique à celle du scénario aquatique (c'est-à-dire une CMEO sur sept jours de 1,7 mg/L pour le Ceriodaphnia dubia), lorsqu'on utilise le C. dubia comme substitut pour les organismes benthiques. On obtient alors une CESE de 0,017 mg/L en appliquant un facteur d'application de 100. Par conséquent, le quotient de risque pour les sédiments est le suivant :

QR sédiments  = CEEeau interstitielle / CESEinvertébrés benthiques

= 0,0058 mg/L / 0,017 mg/L = 0,34,

où la CEEeau interstitielle = CEEeaux souterraines / FA.

Pour les sols, on a analysé deux différents scénarios en raison de la quantité limitée de données disponibles sur l'exposition. La plus forte concentration dans les sols publiée pour un site canadien autre qu'une friche industrielle ou un autre site urbain (tableau 9-3) est de 0,00046 mg/kg p.s., valeur provenant de forêts-parcs en Ontario (MEEO, 1993). On n'a trouvé aucun détail sur les méthodes d'échantillonnage et d'analyse. En l'absence de données plus fiables ou plus récentes pour les concentrations dans les sols dans les zones non urbaines, pour le premier scénario d'exposition, on a établi une CEE dans le sol à partir de cette CEE dans le sol en vrac, en s'appuyant sur le partage à l'équilibre de l'eau interstitielle et du carbone du sol (DiToro et al., 1991). Plus précisément, on a calculé la CEEeau interstitielle pour le sol avec l'équation suivante, qui est fondée sur une équation initialement mise au point pour les sédiments (DiToro et al., 1991) :

CEEeau interstitielle du sol (mg/L) = CEEsol en vrac (mg/L) / [Kco-sol(L/kg) × fco(aucune unité)],

CEEsol en vrac  = 0,00046 mg/kg p.s. de sol dans les forêts-parcs des zones rurales (MEEO, 1993)

Kco-sol  = coefficient de partition pour le sol (L/kg) = 163 (Chiou et al., 1983; OCDE, 2005)

fco  = teneur en carbone organique (la valeur par défaut pour le sol est de 2 %, soit 0,02)

Par conséquent :

CEEeau interstitielle du sol  = 0,00046 mg/kg / (163 L/kg × 0,02) = 0,00014 mg/L.

Pour ce scénario, la VCT pour les invertébrés aquatiques (CMEO sur sept jours de 1,7 mg/L pour le C. dubia) a été sélectionnée comme valeur représentative d'une VCT pour les invertébrés vivant dans le sol exposés à de l'eau interstitielle. En divisant la VCT par un facteur d'application de 100, on obtient une CESEinvertébrés du sol de 0,017 mg/L. Le quotient de risque est calculé comme suit :

QReau interstitielle du sol   = CEEeau interstitielle du sol / CESEinvertébrés du sol

= 0,00014 mg/L / 0,017 mg/L = 0,008.

À titre de comparaison, dans un second scénario, un QRsol a été calculé directement à partir de la CEEsol en vrac de 0,00046 mg/kg p.s. de sol de forêts-parcs rurales (MEEO, 1993), et d'une VCT fondée sur la CI25 sur 14 jours pour l'élyme lancéolé (Agropyron dasystachyum), soit 3 mg/kg p.s. pour le sol de loam sableux grossier (ESG International, Inc., 2002; Komex International Ltd., 2002). L'application d'un facteur d'application de 100 à la VCT donne une CESE de 0,03 mg/kg p.s.

QRsol = CEEsol en vrac / CESEplante = 0,00046 mg/kg / 0,03 mg/kg = 0,02.

9.3.1 Examen des éléments de preuve et conclusion

La démarche utilisée dans le cadre de la présente évaluation écologique préalable visait à examiner les divers renseignements pertinents afin de tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence, conformément aux dispositions de la LCPE. Les éléments de preuve qui ont été pris en considération comprennent les résultats d'une analyse des quotients de risque ainsi que les renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, l'écotoxicité, les sources et le devenir de la substance.

L'éthylbenzène répond aux critères de persistance dans l'air énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), mais il ne répond pas aux critères pour l'eau, les sédiments et le sol. L'éthylbenzène ne répond pas aux critères de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. Les données de toxicité disponibles indiquent que l'éthylbenzène est moyennement toxique pour les espèces aquatiques et terrestres.

L'éthylbenzène a de nombreuses sources possibles de rejets dans l'ensemble du Canada, principalement dans l'air, mais également dans d'autres milieux, en particulier près des sites d'élimination, et cette substance devrait se retrouver dans tous les milieux. Les quotients de risque calculés pour l'air, l'eau de surface, les sédiments et le sol indiquent que les concentrations d'éthylbenzène dans ces milieux ne dépassent probablement pas les concentrations associées aux effets, même lorsqu'on utilise des hypothèses et des scénarios prudents. Le quotient de risque obtenu pour les eaux souterraines, toutefois, dépassait 1 (une valeur de 3,4), ce qui semble indiquer un certain potentiel de risque pour les organismes vivant dans les eaux souterraines à proximité de sites d'enfouissement. Cependant, il y a un fort degré d'incertitude concernant le manque de données relatives aux effets sur les organismes des eaux souterraines, ce qui a exigé le recours à un autre facteur d'application.

La fabrication d'éthylbenzène au Canada est relativement stable depuis 1999. L'éthylbenzène est une substance chimique produite en grande quantité. Les rejets industriels d'éthylbenzène déclarés semblent avoir légèrement augmenté au cours des dernières années avec le nombre d'entreprises fournissant des déclarations (principalement de l'industrie pétrochimique). Les autres rejets d'éthylbenzène, en particulier comme produit de la combustion de carburants, pourraient augmenter aussi, avec la hausse de la population et de la demande en énergie. Toutefois, plusieurs règlements pris en vertu de la LCPE limitent, directement ou indirectement, les émissions d'hydrocarbures provenant des véhicules routiers et des véhicules hors route ainsi que du ravitaillement des véhicules routiers. Ces règlements comprennent, sans toutefois s'y limiter, le Règlement sur le débit de distribution de l'essence et de ses mélanges, le Règlement sur les émissions de gaz à effet de serre des véhicules lourds et de leurs moteurs, le Règlement sur les émissions des véhicules routiers et de leurs moteurs et le Règlement sur les émissions de gaz à effet de serre des automobiles à passagers et des camions légers. La quantification réelle des rejets et des concentrations d'exposition au Canada pour cette substance à l'heure actuelle est limitée.

À la lumière des renseignements disponibles, cette substance présente un faible risque d'effets nocifs sur les organismes ou sur l'intégrité globale de l'environnement. On conclut donc que l'éthylbenzène ne satisfait pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) ou b) de la LCPE, car il ne pénètre 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.

9.3.2 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement

Les incertitudes liées à l'évaluation écologique préalable de l'éthylbenzène sont examinées ci-après.

Une plage de valeurs expérimentales était disponible pour certaines propriétés physiques et chimiques. Bien qu'on ait utilisé des données expérimentales comme données d'entrée dans les modèles, certaines incertitudes sont introduites dans les résultats des modèles ainsi obtenus.

Les données disponibles sur les concentrations d'exposition à l'éthylbenzène dans les eaux de surface, le sol et les sédiments sont limitées. Les CEE ont donc été calculées à partir de données plus anciennes ou extrapolées, provenant habituellement de sites contaminés ou de sites connexes représentant le pire des scénarios d'exposition dans l'air, l'eau, les sédiments et le sol.

De nombreuses incertitudes sont associées à la détermination des CESE. Les données de toxicité pour les organismes aquatiques étaient faciles à obtenir; toutefois, en ce qui concerne les effets sur les organismes du sol et sur les plantes terrestres exposés à l'éthylbenzène dans le sol, une seule étude récente a été jugée acceptable. On n'a trouvé aucune donnée acceptable pour les organismes vivant dans les sédiments ou dans les eaux souterraines qui sont exposés à l'éthylbenzène.

Haut de la page

10. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

10.1 Évaluation de l'exposition

L'exposition à l'éthylbenzène par l'entremise de divers milieux naturels a été bien documentée (HSDB, 1983; VCCEP, 2007; ATSDR, 2010). D'après les résultats d'une modélisation de la fugacité de niveau III (tableau 7-1), l'éthylbenzène devrait rester en majeure partie dans le milieu dans lequel il a été rejeté. Étant donné que l'air est le principal milieu de rejet, d'après les résultats de l'Inventaire national des rejets de polluants (tableau 6-1), l'inhalation devrait être la principale voie d'exposition pour les humains. Les données de concentrations d'éthylbenzène dans l'air ambiant, l'air intérieur, l'eau potable, la nourriture et les produits de consommation, recensées au Canada et ailleurs, sont présentées dans cette section. Bien qu'on ait trouvé de nombreuses études, seules celles jugées les plus pertinentes pour l'évaluation de l'exposition à l'éthylbenzène pour l'ensemble de la population canadienne sont résumées ici.

10.1.1 Air ambiant

L'annexe A contient la liste des diverses études canadiennes qui ont mesuré les concentrations d'éthylbenzène dans l'air extérieur.

Pour estimer les expositions humaines à l'éthylbenzène dans l'air ambiant, on a utilisé le programme du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA) dont il est question à la section Évaluation de l'exposition de l'environnement. Des concentrations d'éthylbenzène mesurées dans l'air sont disponibles pour de nombreuses stations de surveillance du RNSPA au Canada, entre 2005 et 2009, soit 14 stations situées sur des sites commerciaux, 13 en milieu résidentiel, 2 en milieu industriel et 2 en milieu rural peu développé. Pour la présente évaluation préalable, les stations de surveillance en milieu commercial, résidentiel et industriel sont considérées comme des zones urbaines et les stations en milieu rural peu développé sont considérées comme des zones rurales. Pour les sites de surveillance ruraux et urbains, pour les années 2005 à 2009, les concentrations d'éthylbenzène moyennes sur 24 heures variaient de 0,199 à 1,08 μg/m3 et de 0,103 à 1,28 μg/m3, respectivement. Les concentrations sur 24 heures au 95e centile allaient de 0,586 à 2,54 μg/m3 pour les sites ruraux et de 0,206 à 4,40 μg/m3 pour les sites urbains. La concentration d'éthylbenzène maximale mesurée sur 24 heures pour l'ensemble des stations de surveillance du RNSPA, de 2005 à 2009, provenait de la région de Burnaby, dans le District régional de Vancouver, en Colombie-Britannique, avec une valeur de 35,84 μg/m3. Au cours de cette même période, la moyenne (± écart-type) et la valeur au 95e centile étaient de 0,71 ± 3,07 μg/m3 et de 1,06 μg/m3, respectivement (Environnement Canada, 2011a). Une analyse des données du RNSPA de 2010 à 2012 a montré que les concentrations d'éthylbenzène ont chuté dans la même plage que celles déclarées entre 2005 et 2009.

Cinq études canadiennes ont mesuré l'éthylbenzène dans l'air extérieur dans la région immédiate des quartiers résidentiels (Zhu, 2005; Santé Canada, 2010a, 2010b; Santé Canada, 2012; Santé Canada, 2013), et les résultats sont présentés à l'annexe B (tableau B1). Des mesures ont été effectuées à Windsor, en Ontario (Santé Canada, 2010a), à Regina, en Saskatchewan (Santé Canada, 2010b), à Halifax, en Nouvelle-Écosse (Santé Canada, 2012), à Edmonton, en Alberta (Santé Canada, 2013), et à Ottawa, en Ontario (Zhu, 2005). La concentration maximale recensée à partir des cinq études était de 146,5 μg/m3 à Edmonton (Santé Canada, 2013), avec des concentrations moyennes dans les différentes études allant de 0,13 à 1,14 μg/m3, et la valeur au 95e centile dans les différentes études variant entre 0,3 et 2,0 μg/m3.

Les personnes vivant à proximité d'une installation de pétrole et de gaz ou d'une installation de fabrication qui rejette de l'éthylbenzène dans l'air peuvent être exposées à des concentrations plus élevées d'éthylbenzène dans l'air extérieur. Dans la partie sur l'air de la section de l'Évaluation de l'exposition de l'environnement, on a décrit les résultats de plusieurs études qui ont mesuré les concentrations d'éthylbenzène dans l'air à proximité d'installations pétrolières et gazières et de sites industriels, au Canada. Les concentrations moyennes d'éthylbenzène dans l'air près de ces sites industriels variaient de 0,054 à 13 μg/m3, et les concentrations maximales d'éthylbenzène se situaient entre 0,93 et 87,7 μg/m3 (Badjagbo et al., 2009; FAP, 2010; Alberta, 2010; Mintz et McWhinney, 2008; You et al., 2008; Atari et Luginaah, 2009; Miller et al., 2009). La concentration maximale de 87,7 μg/m3 a été mesurée en Alberta; toutefois, 87 % des échantillons mesurés étaient sous le seuil de détection de 0,08 μg/m3(FAP, 2010). Cette mesure n'a pas été considérée comme représentative d'une concentration la plus élevée typique et n'a pas été utilisée pour estimer l'exposition. L'Université de la Colombie-Britannique a mené une évaluation des répercussions sur la santé humaine des émissions atmosphériques provenant de la raffinerie Chevron, au nord de Burnaby, en raison des préoccupations des résidents vivant à proximité de la raffinerie (Kennedy et al., 2002). La concentration maximale d'éthylbenzène mesurée dans la zone adjacente au parc de stockage était de 5,5 µg/m3, et la valeur moyenne était de 1,82 µg/m3. Cette concentration maximale est inférieure à la concentration maximale trouvée dans les données du RNSPA et elle est similaire à la plus forte valeur au 95e centile mesurée dans le même ensemble de données.

On considère que la plus forte valeur du 95e centile de 4,40 μg/m3, tirée des données du RNSPA de 2005-2009, est la tranche supérieure qui représente une exposition à long terme par inhalation pour les populations rurales et urbaines, ainsi que pour les populations vivant près d'une source ponctuelle; on a utilisé cette valeur pour estimer la tranche supérieure de l'absorption quotidienne d'éthylbenzène par l'ensemble de la population à partir de l'air extérieur (voir l'annexe D, tableau D1).

10.1.2 Air intérieur

On a relevé des données empiriques sur les concentrations d'éthylbenzène dans l'air intérieur dans les sources documentaires; elles sont présentées dans cette section. La présence d'éthylbenzène dans l'air intérieur peut être attribuable à des sources diverses, y compris le tabagisme, les gaz d'échappement des véhicules et la pénétration de vapeurs de carburant à partir des garages attenants, l'utilisation de matériaux de construction et les produits de consommation (Wallace et al., 1987; Batterman et al., 2007; Héroux et al., 2008). Bien que les données sur les émissions d'éthylbenzène provenant de garages attenants, du tabagisme, de matériaux de construction et de produits électroniques soient présentées dans cette section, les émissions résultant de ces utilisations sont considérées être capturées par les mesures empiriques de l'éthylbenzène dans l'air intérieur. Les renseignements sur les expositions pendant l'utilisation de certains produits de consommation sont présentés à la section Produits de consommation.

Les données canadiennes sur les concentrations d'éthylbenzène dans l'air intérieur résidentiel ont été déterminées et examinées. Les résultats et les détails techniques des diverses études sont présentés à l'annexe B.

Lors d'une étude sur l'air intérieur menée au Canada en 1991, on a mesuré les COV dans 754 maisons choisies de manière aléatoire dans l'ensemble du pays (Fellin et al., 1992). Pour chaque habitation, la concentration d'éthylbenzène dans l'air intérieur a été mesurée sur une période de 24 heures. La concentration maximale mesurée dans une habitation était de 539 μg/m3 (moyenne : 8,2 μg/m3; seuil de détection : 0,66 μg/m3).

Une plus récente étude canadienne sur l'air intérieur a été réalisée de 2009 à 2011 dans le cadre du deuxième cycle de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS), une enquête nationale continue qui recueille des renseignements importants sur la santé auprès de personnes âgées de 3 à 79 ans vivant dans des résidences privées (Statistique Canada, 2012; Wheeler et al., 2013). Quatre-vingt-quatre COV, dont l'éthylbenzène, ont été mesurés par les participants à l'enquête qui ont installé les échantillonneurs d'air dans leur maison pendant 7 jours consécutifs. Au total, on a analysé 3 857 échantillonneurs d'air valides, provenant de 18 sites à l'échelle du Canada et de logements de divers types, dont des maisons, des appartements, des maisons mobiles et des hôtels, et où résidaient aussi bien des fumeurs que des non-fumeurs (communication personnelle de décembre 2012 du Bureau de la science et de la recherche en santé environnementale de Santé Canada). La concentration moyenne d'éthylbenzène dans l'air intérieur était de 4,09 μg/m3, et la valeur du 95e centile était de 15,07 μg/m3 (données pondérées au niveau de la personne) (Wheeler et al., 2013). La moyenne et la valeur du 95e centile des concentrations dans l'air intérieur pondérées au niveau des ménages étaient de 4,22 μg/m3 et de 13,63 μg/m3, respectivement (Zhu et al., 2013). Les cinq études canadiennes mentionnées dans la section Air ambiant ont également contrôlé l'éthylbenzène dans l'air intérieur (Santé Canada, 2010a, 2010b; Santé Canada, 2012; Santé Canada, 2013a; Zhu, 2005). Dans l'étude menée à Windsor, 46 à 47 maisons participantes non-fumeuses ont été étudiées entre janvier 2005 et août 2006; des échantillons ont été recueillis toutes les 24 heures pendant cinq jours consécutifs (les données sont exprimées en tant que moyenne des cinq échantillons individuels sur 24 heures). Dans l'étude menée à Regina, 146 maisons, dont 34 avaient au moins un participant fumeur, ont fait l'objet d'une surveillance en 2007; des échantillons ont été recueillis au cours d'une seule période de 24 heures. Dans l'étude d'Halifax, 50 maisons ont été surveillées autant à l'hiver qu'à l'été 2009 avec des échantillons récoltés toutes les 24 heures pendant 7 jours consécutifs. Dans l'étude menée à Edmonton, 50 foyers ont été surveillés pendant l'hiver et l'été 2010 avec la collecte d'échantillons toutes les 24 heures pendant sept jours consécutifs. Dans le cadre des quatre études, des échantillonneurs d'air actifs ont été installés simultanément à l'intérieur et à l'extérieur des maisons. L'étude menée à Ottawa est une étude antérieure financée par Santé Canada dans laquelle l'éthylbenzène a été mesuré dans 75 maisons entre novembre 2002 et mars 2003. On a prélevé des échantillons uniques dans chaque maison, et on a déployé des échantillonneurs actifs à l'intérieur et à l'extérieur, qui ont prélevé 10 litres d'air sur une période de 100 minutes (Zhu, 2005). Santé Canada a également réalisé une étude de la qualité de l'air intérieur dans 96 maisons de la ville de Québec, au Québec, à l'hiver et au printemps 2005, au cours de laquelle des échantillons ont été prélevés de façon continue sur une période de sept jours consécutifs à l'aide d'échantillonneurs passifs (Héroux et al., 2008).

Les concentrations résidentielles d'éthylbenzène moyennes dans l'air intérieur enregistrées dans les six études variaient entre 1,8 et 15,3 μg/m3, tandis que les concentrations au 95e centile allaient de 5,0 à 54,3 μg/m3. La plus forte concentration d'éthylbenzène dans l'air intérieur signalée dans les études canadiennes a été mesurée dans une résidence de Windsor (Ontario), soit une valeur de 1 199 μg/m3 On a relevé plusieurs autres valeurs maximales élevées dans les différentes études; elles sont présentées à l'annexe B (tableau B1).

Lors de l'étude menée en 2005 à Windsor, un certain nombre de participants adultes portaient également des sacs à dos munis d'appareils d'échantillonnage, sur des périodes de 24 heures et pendant cinq jours consécutifs, afin de mesurer l'exposition personnelle à l'éthylbenzène dans l'air. On a demandé aux participants de porter l'équipement d'échantillonnage pendant le cours normal d'une journée. La concentration la plus élevée mesurée chez les participants de Windsor portant un sac à dos personnel au cours de l'hiver était de 565 μg/m3, tandis que la moyenne et la valeur du 95e  centile étaient de 8,3 et 9,8 μg/m3, respectivement. La concentration maximale d'éthylbenzène mesurée au cours de l'échantillonnage d'été était de 392 μg/m3, tandis que la moyenne et la valeur du 95e centile étaient de 10,6 et 27,3 μg/m3 respectivement (Santé Canada, 2010a).

10.1.2.1 Garages attenants

Une étude menée dans la ville de Québec, au Québec, a comparé les caractéristiques des habitations et les concentrations dans l'air intérieur des COV, dont l'éthylbenzène. Les maisons avec un garage attenant présentaient des concentrations d'éthylbenzène dans l'air ambiant plus élevées (n = 18; moyenne géométrique : 5,15 µg/m3) par rapport aux maisons qui n'en avaient pas (n = 78; moyenne géométrique : 2,31 µg/m3) [p = 0,0006] (Héroux et al., 2008). Graham et al. (2004) ont étudié la contribution des émissions de véhicules provenant des garages attenants dans l'air intérieur de 16 maisons résidentielles à Ottawa, en Ontario. Des échantillons d'air intérieur et d'air dans les garages ont été prélevés pour y analyser divers composés, dont l'éthylbenzène, avant et pendant l'utilisation d'un véhicule léger (stabilisation à chaud et démarrage à froid) [on a utilisé le même véhicule dans toutes les maisons]. Les résultats de l'étude ont montré qu'il y avait un changement positif net dans la concentration d'hydrocarbures, y compris l'éthylbenzène, entre l'échantillon de référence pris dans les maisons avant le début des essais (appelé « avant les essais ») et les échantillons prélevés pendant que le moteur de la voiture tournait dans le garage (appelés « pendant les essais »). Les résultats avant les essais pour l'éthylbenzène se situaient entre 1,17 et 15,2 µg/m3, tandis que les résultats pendant les essais de démarrage à froid et de stabilisation à chaud pour l'éthylbenzène allaient de 2,51 à 59,3 µg/m3. Les concentrations d'éthylbenzène dans l'air du garage au cours des essais de démarrage à froid et de stabilisation à chaud variaient entre 31,5 et 675 µg/m3 (Graham et al., 2004). Wheeler et al. (2013) ont utilisé des régressions univariées pour déterminer que le fait d'avoir un garage attenant était une des variables explicatives significatives de l'éthylbenzène dans l'air intérieur, d'après des données tirées de la récente ECMS consacrée à l'air intérieur.

Batterman et al. (2007) ont examiné la migration des polluants à partir de garages attenants dans 15 maisons dans le sud-est du Michigan, aux États-Unis. La concentration moyenne d'éthylbenzène dans les garages attenants était de 28,0 µg/m3, tandis que la concentration moyenne dans l'air intérieur correspondante dans les mêmes maisons était de 2,3 µg/m3 et que la concentration moyenne dans l'air extérieur était de 0,2 µg/m3. Dodson et al.(2008) ont signalé des résultats similaires dans le cadre d'une étude de 55 maisons à Boston, dans le Massachusetts.

La présence d'éthylbenzène et d'autres composés dans les garages est vraisemblablement attribuable aux émissions provenant des véhicules, d'autres appareils à l'essence, ainsi que de contenants d'entreposage d'essence. Les concentrations d'éthylbenzène mesurées dans les études de Graham et al. (2004) et de Batterman et al. (2007) étaient plus élevés dans les garages que dans l'air intérieur ou extérieur, ce qui laisse penser que les émissions par évaporation provenant des garages attenants représentent une source d'éthylbenzène.

10.1.2.2 Fumée du tabac

Il s'est avéré que la fumée de tabac ambiante (FTA) était une source d'éthylbenzène (Nelson et al., 1998). Daisey et al. (1994) ont mesuré des COV provenant de différentes marques de cigarettes sur une période de quatre heures après des séances de tabagisme de 24 et 27 minutes, avec une machine à fumer, dans une enceinte à milieu  contrôlé de la taille d'une pièce (20 m3). Les concentrations d'éthylbenzène dans la fumée de tabac ambiante variaient de 10,1 à 21,1 µg/m3 (seuil de détection non précisé) [les concentrations moyennes à partir de différentes marques de cigarettes variaient de 11,5 à 19,3 µg/m3]. Xie et al. (2003) ont mesuré des concentrations d'éthylbenzène de 1,02 à 16,4 µg/m3 (moyenne de 9,38 µg/m3) provenant de la fumée de tabac ambiante dans un bureau inoccupé. Bi et al. (2005) ont mené une étude semblable et ont trouvé que la concentration d'éthylbenzène dans la fumée de tabac ambiante provenant de trois marques de cigarettes variait de 69,2 à 84,2 µg par cigarette. Polzin et al. (2007) ont mesuré l'éthylbenzène dans la fumée principale en suivant la norme ISO 3308:2000, selon laquelle une machine à fumer automatisée a simulé des conditions de tabagisme (bouffée de 35 mL d'une durée de deux secondes, toutes les 60 secondes). Les concentrations d'éthylbenzène dans la fumée principale provenant de cigarettes de différentes marques allaient de 0,8 à 7,8 µg par cigarette (Polzin et al., 2007). Wallace et Pellizzari (1986) ont mesuré la concentration d'éthylbenzène dans l'haleine de 198 fumeurs et de 322 non-fumeurs. La concentration d'éthylbenzène dans l'haleine des fumeurs (2,6 µg/m3) était significativement plus importante (p inférieur(e) à 0,001) que chez les non-fumeurs (0,8 µg/m3) [Wallace et Pellizzari, 1986].

Les données provenant de l'étude sur l'air menée à Regina indiquaient que le tabagisme dans la maison n'entraînait pas une grande augmentation des concentrations d'éthylbenzène dans l'air comparativement à des maisons de non-fumeurs (Santé Canada, 2010b). Les concentrations d'éthylbenzène dans l'air intérieur variaient de 0,27 à 13,5 µg/m3 dans les maisons comptant au moins un fumeur, et de 0,10 à 33,6 µg/m3dans les maisons sans fumeur. Les concentrations moyennes pour ces maisons variaient entre 1,8 et 2,4 µg/m3 et entre 1,9 et 3,8 µg/m3, respectivement (voir l'annexe B, tableau B1) [Santé Canada, 2010b]. Cela indique que même si la fumée de cigarette peut contribuer à la concentration d'éthylbenzène dans la maison, il est peu probable qu'elle soit une source importante de cette substance. Kim et al. (2001) ont remarqué, dans les études réalisées dans les maisons, que la concentration de certains COV, y compris l'éthylbenzène, était plus élevée dans les maisons des non-fumeurs que dans les maisons des fumeurs. Les auteurs indiquent que les sources de COV autres que la cigarette, comme l'infiltration des gaz d'échappement des véhicules, la cuisson et l'utilisation de produits à base de solvants, contribuent aux concentrations d'éthylbenzène dans l'air intérieur. De plus, dans une expérience de simulation de la consommation de tabac réalisée dans un bureau inoccupé, les concentrations d'éthylbenzène dans l'air n'étaient pas bien corrélées avec les marqueurs de la fumée de tabac ambiante produits pendant la consommation de cigarettes. Les auteurs proposent de conclure que la concentration d'éthylbenzène dans l'air intérieur est principalement attribuable à des sources autres que le tabagisme (Xie et al.,2003). Les estimations de l'exposition à l'éthylbenzène pour les personnes qui fument la cigarette sont présentées à la section Produits de consommation.

10.1.2.3 Matériaux de construction

De l'éthylbenzène a été trouvé dans différents matériaux de construction tels que les revêtements de sol et les meubles. Le Conseil national de recherches du Canada dispose d'une base de données contenant des renseignements sur les émissions de COV issues de divers matériaux de construction; cette base de données a été créée par l'entremise d'une série de projets réunis sous l'appellation « Consortium pour la modélisation des émissions de matériaux et de la qualité de l'air intérieur ». Des essais sur les émissions ont été effectués à l'aide d'un système de chambre à écoulement continu pour 69 matériaux différents, notamment la moquette, le contreplaqué et les adhésifs (Won et al., 2005). Le tableau 14 dresse la liste de certains matériaux dans lesquels on a détecté de l'éthylbenzène et les facteurs d'émission correspondants.

Tableau 10-1 : Plage des facteurs d'émissions d'éthylbenzène de matériaux choisis (µg/m2/h) à 24 heures (Won et al., 2005)
Type de matériauxMatériauMinimumMaximum
Matériaux en bois massif et d'ingénieriePanneau de copeaux orientés (OSB)0,131,3
Matériaux en bois massif et d'ingénierieContreplaqué0,050,09
Matériaux en bois massif et d'ingénierieBois massif0,030,28
Matériaux en bois massif et d'ingénieriePanneau de fibres à densité moyenne (MDF)0,940,94
Revêtement de solMoquette/assemblage0,03291
Revêtement de solThibaude0,210,23
Revêtement de solStratifié/assemblage0,010,20
Revêtement de solLinoléum/revêtement vinylique0,040,11
Matériaux d'installationAdhésif55
Matériaux d'installationCalfeutrage1514 457 281

Park et al. (1996) ont mené des études expérimentales (volume des enceintes de 0,006 m3) sur les revêtements de sol et les matériaux de murs et de plafond semblables à ceux qui seraient installés dans une nouvelle construction résidentielle. Les taux d'émissions d'éthylbenzène initiaux provenant des revêtements de sol et des matériaux de murs et de plafond étaient de 67,1 µg/m2 par heure, de 64,6 µg/m2 par heure et non détectés (seuil de détection non précisé), respectivement (Park et al., 1996). Salthammer (1996) a mesuré les concentrations d'éthylbenzène émises par cinq armoires en bois traités avec différents revêtements. La concentration d'éthylbenzène dans l'air autour et à l'intérieur de l'armoire variait de non décelée (seuil de détection non précisé) à 962 µg/m3 après 24 heures. Les concentrations d'éthylbenzène dans l'air autour et à l'intérieur des armoires étaient plus faibles lorsqu'on les mesurait après 400 heures (Salthammer, 1996). Qin et al. (1999) ont mené une étude en utilisant deux enceintes expérimentales en vue de déterminer la concentration atmosphérique de différents COV après avoir installé des revêtements de sol en plastique, après avoir utilisé de la cire à parquet, et après avoir utilisé de la peinture pour les murs. Les concentrations d'éthylbenzène dans l'air intérieur après avoir installé des revêtements de sol en plastique étaient de 557 µg/m3 après cinq heures, mais elles ont chuté à 17 µg/m3 après neuf jours. Les concentrations dans l'air intérieur après appliqué de la peinture sur les murs étaient de 283 µg/m3 après deux heures, mais elles ont chuté à des seuils non détectés après dix jours (Qin et al., 1999). Wallace et al. (1987) ont détecté de l'éthylbenzène dans l'air au-dessus de la moquette collée (6,4 µg/m3) lors d'une étude en chambre, et ils ont estimé un taux d'émission de 77 ng/m2 par minute. L'éthylbenzène était l'un des principaux COV émis par des planchers laminés dans une étude de laboratoire effectuée en Corée, mais seules les valeurs des COV totaux ont été rapportées (An et al., 2011).

10.1.2.4 Produits électroniques

Divers produits électroniques comme les postes de télévision et les moniteurs vidéo émettent de l'éthylbenzène. Malmgren-Hansen et al. (2003) ont utilisé des chambres d'essai pour mesurer les émissions provenant des postes de télévision (2 µg/unité par heure à sept heures et 3 µg/unité par heure à neuf heures, ou 0,23 et 0,34 µg/m3), des moniteurs (33 et 14 µg/unité par heure à sept et neuf heures, respectivement, ou 3,8 et 1,6 µg/m3), et des convertisseurs de voltage (139 et 74 µg/unité par heure à sept heures et à neuf heures, respectivement, ou 16,0 et 8,5 µg/m3 ).

On a détecté de l'éthylbenzène dans différents types de matériel de bureau comme les imprimantes et les photocopieurs. Lee et al. (2001) ont réalisé une étude en chambre afin de déterminer les émissions provenant des imprimantes laser, des imprimantes à jet d'encore, ainsi que d'une machine multifonction. On a détecté de l'éthylbenzène dans les imprimantes laser, dans l'une des deux imprimantes à jet d'encore, et dans la machine multifonction. Les concentrations moyennes d'éthylbenzène variaient de 1,26 à 3,00 ppb (de 5,5 à 13 µg/m3) pour les machines allumées et entre 1,2 et 2,07 ppb (de 5,2 à 9 µg/m3) pour les mêmes machines qui n'étaient pas en fonction (mode veille) [Lee et al., 2001].

Levoic et al. (1996) ont mené des études en chambre pour estimer les taux d'émissions de différents composés à partir de photocopieurs suivant un processus à sec utilisés dans des environnements de bureau, tant à l'arrêt que pendant leur fonctionnement. Les taux d'émissions pour l'éthylbenzène allaient de moins de 10 à 180 µg/heure par photocopie pour les photocopieurs en mode veille et de moins de 50 à 28 000 µg/heure par photocopie pour les photocopieurs en fonctionnement (Levoic et al., 1996). Levoic et al. (1998) ont mené une étude semblable avec l'aide de différents laboratoires pour mettre leur méthode à l'essai. Les taux d'émissions pour l'éthylbenzène, pendant que les photocopieurs étaient utilisés, variaient de 23 000 à 29 000 µg/heure par photocopieur dans un environnement de bureau. L'espace libre dans les cartouches d'encre en poudre utilisées dans les photocopieurs a été analysé, et les concentrations d'éthylbenzène dans l'espace libre des cartouches étaient comprises entre 260 et 620 ng/mL (Levoic et al., 1998). Brown (1999) a mené une étude en chambre afin de déterminer les différents types de produits chimiques qui sont émis par les photocopieurs utilisant un processus à sec. Les concentrations atmosphériques moyennes d'éthylbenzène pendant le fonctionnement du photocopieur variaient de 552 à 608 µg/m3, et la concentration moyenne était de 4,1 µg/m3 pendant que le photocopieur était en mode veille (Brown, 1999).

10.1.2.5 Résumé

De l'éthylbenzène a été trouvé dans l'air intérieur au Canada, et on peut attribuer sa présence à différentes sources. La valeur la plus élevée au 95e centile de 54,3 µg/m3, mesurée dans l'étude menée à Windsor au cours de l'été 2006 (Santé Canada, 2010a), est considérée être une tranche supérieure de la concentration d'éthylbenzène représentative de l'exposition à long terme par inhalation de la population générale à partir de l'air intérieur, et elle tient compte des expositions quotidiennes à l'éthylbenzène provenant des garages attenants, des matériaux de construction et des produits électroniques.

10.1.3 Air intérieur des véhicules

On a trouvé de l'éthylbenzène dans les garnitures intérieures des automobiles neuves en Espagne, en Australie et à Taïwan (Grabbs et al., 1999; Brown et Cheng, 2000; Chien, 2007; Esteve-Turrillas et al., 2007). Chien (2007) a mesuré les concentrations dans l'air intérieur (temps d'échantillonnage de 45 minutes) de COV, dont l'éthylbenzène, dans des véhicules neufs fabriqués ou importés à Taïwan (20 véhicules au total), dans le but d'étudier les variations inter-marques, intra-marques et intra-modèles. En tout, on a inclus dans l'étude 20 véhicules âgés de quelques semaines à quatre mois après la fabrication. Les concentrations d'éthylbenzène variaient de non détectées (seuil de détection de la méthode de 5,5 µg/m3) à 240 µg/m3. Les concentrations de tous les COV analysés, y compris l'éthylbenzène, variaient entre les marques et les modèles, très probablement en raison des différents types de matériaux utilisés dans les différentes voitures, notamment les rembourrages, les adhésifs et les lubrifiants (Chien, 2007).

Selon Brown et Cheng (2000), les concentrations d'éthylbenzène dans les garnitures intérieures des automobiles diminuent au fil du temps. On a mesuré divers COV dans trois véhicules neufs (deux fabriqués en Australie et un importé de Corée). Seuls les deux véhicules fabriqués en Australie présentaient des niveaux détectables d'éthylbenzène. Un des véhicules avait une concentration d'éthylbenzène de 140 µg/m3 après 10 semaines, et de seulement 0,9 µg/m3 après 115 semaines. L'autre véhicule présentait des concentrations d'éthylbenzène de 880 µg/m3 après trois semaines, de 56 µg/m3 après neuf semaines et de 7,5 µg/m3 après 95 semaines (Brown et Cheng, 2000).

Yoshida et Matsunaga (2006) ont mesuré les concentrations dans l'air intérieur dans une voiture sur une période de trois ans au Japon. La concentration d'éthylbenzène le jour suivant la livraison, soit environ deux semaines après la fabrication, était de 361 µg/m3 (moyenne sur une période de 24 heures). La concentration d'éthylbenzène, ainsi que pour d'autres hydrocarbures aromatiques, a diminué rapidement au cours des six premiers mois; les concentrations allaient d'un centième à un dixième de la concentration originale (de 3,6 à 36 µg/m3). Au cours du premier été, les concentrations ont augmenté légèrement avec la hausse des températures extérieures; toutefois, dès la deuxième année, peu de différence a été notée au cours des mois d'hiver et d'été (Yoshida et Matsunaga, 2006).

On peut aussi trouver de l'éthylbenzène dans les véhicules pendant leur trajet. Novamann International (1994a, 1994b) a examiné les expositions des conducteurs à différentes substances pendant leurs déplacements en heures de pointe le matin et le soir à Toronto, en Ontario, et ce, en hiver et en été. Les concentrations d'éthylbenzène allaient de valeurs inférieures au seuil de détection de la méthode (dose repère, BMDL) à 109,8 µg/m3 (moyenne de 14,1 µg/m3), et de la dose repère à 15,2 µg/m3 (moyenne de 3,5 µg/m3) en hiver et en été, respectivement. La concentration d'éthylbenzène ainsi que d'autres composés était généralement plus élevée en hiver qu'en été, très probablement parce que les fenêtres restent fermées pendant les mois d'hiver (Novamann International, 1994a, 1994b).

Karmen et Graham (2002) ont étudié les concentrations de divers composés dans l'air ambiant d'une rue très fréquentée d'Ottawa, en Ontario, ainsi que dans les véhicules pendant les longs déplacements. L'échantillonnage a eu lieu en janvier et février et en juillet et août de l'année 2000. Les concentrations moyennes (± écart-type) d'éthylbenzène sur le bord des routes étaient de 2,49 (2,62) µg/m3 et de 1,36 (0,78) µg/m3 en hiver et en été, respectivement. Les concentrations moyennes (± écart-type) d'éthylbenzène dans les véhicules étaient de 3,09 (3,24) µg/m3 et de 2,90 (1,30) µg/m3, et dans les autobus, de 2,58 (1,23) µg/m3 et de 3,57 (1,77) µg/m3 en hiver et en été, respectivement (Karmen et Graham, 2002).

Une surveillance de l'éthylbenzène a été réalisée dans des autobus publics dans le nord de l'Espagne; les concentrations d'éthylbenzène allaient de 0,20 à 4,89 µg/m3 (les concentrations moyennes allaient de 1,05 à 1,30 µg/m3) [Parra et al., 2008]. De l'éthylbenzène a également été détecté dans 22 autobus des transports publics à Changsha (Chine). Les concentrations variaient de 19,6 à 95,9 µg/m3. Les auteurs de l'étude ont rapporté que les concentrations de BTEX augmentaient lorsque la température ou l'humidité relative augmentaient à l'intérieur du véhicule, et qu'elles diminuaient avec l'âge du véhicule ou avec l'augmentation de la distance parcourue (Chen et al., 2011). Shiohara et al. (2005) ont relevé des concentrations médianes d'éthylbenzène dans les véhicules de 36,8 µg/m3 dans les voitures, de 25,6 µg/m3 dans les microbus, de 17,8 µg/m3 dans les autobus et de 11,3 µg/m3 dans le métro de la ville de Mexico pendant les déplacements le long d'itinéraires définis. D'après les auteurs, les COV qu'ils ont mesurés (benzène, toluène, éthylbenzène, m/p-xylènes) dans les véhicules venaient probablement de vapeurs d'essence ou de la pénétration de gaz d'échappement à partir du véhicule même ou des véhicules à proximité (Shiohara et al., 2005). Novamann International (1994a) a indiqué que les principales sources de substances dans les véhicules sont les suivantes : les gaz d'échappement provenant du véhicule en question et ceux des véhicules environnants, les substances dans l'air ambiant pendant le déplacement, ainsi que les composés émis à l'intérieur du véhicule même.

Les expositions à l'éthylbenzène provenant de l'air intérieur des véhicules varient fortement en fonction de l'âge et de la marque du véhicule, de la ventilation dans le véhicule, du lieu et de la saison, ainsi que de la fréquence et de la durée des expositions. La valeur maximale de 240 µg/m3mesurée dans l'étude de Chien (2007) a été choisie pour représenter la tranche supérieure du niveau d'exposition par inhalation à l'air intérieur dans les véhicules. Des concentrations plus élevées ont été mesurées dans d'autres études; toutefois, elles avaient des tailles d'échantillon plus petites, et elles n'étaient donc pas aussi représentatives des expositions potentielles.

10.1.4 Eau potable

Les données canadiennes relatives à la concentration d'éthylbenzène dans l'eau potable ont été recensées et examinées. L'éthylbenzène fait partie des substances visées par les Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada publiées par Santé Canada (Santé Canada, 2014a). La dose maximum acceptable a été établie à 140 μg/L, en s'appuyant sur des considérations d'effets sur la santé et un objectif esthétique a été établi à 1,6 μg/L en se basant sur des considerations telles le goût et l'odeur. L'Organisation mondiale de la Santé (OMS) a publié des lignes directrices pour les substances chimiques dans l'eau potable, fondées sur des préoccupations relatives à la santé humaine. L'OMS recommande que la concentration d'éthylbenzène dans l'eau potable ne dépasse pas 300 μg/L (OMS, 1996).

On a détecté de l'éthylbenzène dans l'eau potable dans plusieurs études réalisées au Canada. Otson et al.(1982) ont soumis à des essais les eaux non traitées et des effluents de 29 municipalités dans l'ensemble du Canada; lors de ces essais, ils ont observé des concentrations allant jusqu'à 10 μg/L (seuil de détection de 1 μg/L) dans un échantillon traité, mais la concentration moyenne ne dépassait pas 1 μg/L. Lors d'une étude semblable de neuf municipalités le long des Grands Lacs de 1982 à 1983, on n'a pas relevé d'éthylbenzène au-dessus du seuil de détection (seuil de détection de 0,1 à 0,4 μg/L) dans 12 échantillons d'eau non traitée sur 24 et dans 14 échantillons d'eau traitée sur 42 (Otson, 1987). Un relevé des sources d'eau potable municipales dans la région de l'Atlantique a déterminé que les concentrations moyennes d'éthylbenzène étaient de 0,2 μg/L et 0,5 μg/L (seuils de détection non précisés) en 1987 et en 1988, respectivement (Environnement Canada, 1989). Des données plus récentes ont été obtenues du Programme de surveillance de l'eau potable du ministère de l'Environnement de l'Ontario (Ontario, 2009). Au cours de l'année de déclaration 2007, la concentration d'éthylbenzène a été mesurée dans 120 réseaux d'alimentation en eau dans tout l'Ontario. Les plus fortes concentrations d'éthylbenzène enregistrées parmi les échantillons d'eau non traitée, d'eau traitée et les échantillons du réseau d'alimentation en eau ne dépassaient pas les concentrations à l'état de traces (de 0,1 à 0,2 μg/L; seuil de détection de 0,05 μg/L).

Environ 30 % des Canadiens utilisent de l'eau souterraine dans leurs maisons (Environnement Canada, 2011b). Les concentrations de fond d'éthylbenzène dans les puits à North Bay ont été établies à 0,1 µg/L (Reinhard et al.,1984 , Cherry, 1987). Goss et al. (1998) ont prélevé des échantillons dans 160 puits de zones rurales en Ontario et ils n'ont pas pu détecter d'éthylbenzène dans aucun des échantillons (seuil de détection de 1,17 μg/L). Plusieurs autres études, mentionnées dans le tableau 9-2 de la section Évaluation de l'exposition de l'environnement, montrent les concentrations d'éthylbenzène dans des eaux souterraines du Canada situées près de sites d'enfouissement, de dépotoirs, de réservoirs de carburant souterrains non étanches ou d'autres sites contaminés et qui ne seraient fort probablement pas utilisés comme source d'eau potable. L'United States Geological Survey (USGS) a mené une étude sur 55 COV dans les eaux souterraines de grands aquifères, dont certains sont utilisés comme source d'eau potable. Les concentrations d'éthylbenzène dans les puits privés et publics échantillonnés de 1985 à 2001 allaient de 0,003 à 5,4 µg/L; la majorité des échantillons contenaient moins de 0,03 µg/L (Zogorski et al., 2006). Des données plus récentes provenant d'une étude semblable menée par l'USGS montrent des concentrations d'éthylbenzène allant de 0,013 à 0,52 µg/L de 2002 à 2005 (Carter et al., 2007).

L'eau potable ne devrait pas être une voie d'exposition importante de la population générale à l'éthylbenzène au Canada. Dans toutes les études examinées sauf une, les concentrations d'éthylbenzène étaient inférieures à l'objectif esthétique de Santé Canada de 1,6 μg/L, et toutes les sources examinées se trouvaient bien en dessous de la dose maximum acceptable ou de la directive de qualité pour l'eau de boisson de l'OMS. La valeur maximale trouvée par Otson et al. (1982) ne reflète pas les résultats trouvés dans les bases de données disponibles plus récentes, et elle a été publiée avant la disponibilité des recommandations de Santé Canada. Les études trouvées portant sur la présence d'éthylbenzène dans les eaux municipales canadiennes et dans l'eau de puits sont limitées; par conséquent, on utilisera l'objectif esthétique pour la qualité de l'eau potable au Canada de 1,6 µg/L pour calculer la tranche supérieure de l'estimation de l'absorption quotidienne d'éthylbenzène à partir de l'eau potable. Toutefois, on reconnaît qu'il s'agit d'une hypothèse prudente, puisque les concentrations d'éthylbenzène à ce niveau et au-delà devraient modifier le goût et l'odeur de l'eau et pourraient vraisemblablement donner lieu à des plaintes et à des mesures pour réduire les concentrations dans l'eau potable.

10.1.5 Aliments et boissons

Les données sur les concentrations d'éthylbenzène dans les denrées alimentaires au Canada sont limitées, et les mesures de l'éthylbenzène disponibles dans les aliments provenant d'autres pays sont présentées dans cette section.

L'éthylbenzène n'est probablement pas présent de façon naturelle dans les plantes (Tang et al., 2000); cependant, on en a trouvé dans différents produits alimentaires frais non emballés. Selon le VCCEP (2007), l'éthylbenzène peut s'accumuler dans les aliments en conséquence de sa présence dans l'atmosphère. Les données empiriques sur les concentrations d'éthylbenzène dans les produits alimentaires non emballés sont présentées ci-dessous.

Enviro-Test Laboratories (1991, 1992, 1993) a réalisé une étude de 34 à 36 groupes alimentaires dans les supermarchés situés en Alberta, en Ontario et au Québec de 1991 à 1993. Les concentrations d'éthylbenzène étaient inférieures au seuil de détection (50 μg/kg dans les solides pour l'étude menée en Alberta et 5 µg/kg dans les solides pour les études menées en Ontario et au Québec; 1 μg/kg dans les liquides pour toutes les études) dans tous les groupes alimentaires analysés. Dans les Territoires du Nord-Ouest et dans le nord du Manitoba, en 1985 et en 1986, on a détecté de l'éthylbenzène dans les tissus musculaires et hépatiques de la lotte (Lota lota), à des concentrations allant de valeurs non détectables à 115,0 μg/kg (moyenne pondérée de 10,6 µg/kg, seuil de détection non précisé) et de valeurs non détectables à 84,0 µg/kg (moyenne pondérée de 26,7 µg/kg, seuil de détection non précisé), respectivement. On a aussi trouvé de l'éthylbenzène dans les tissus musculaires du grand corégone (Coregonus clupeaformis), les concentrations allant de valeurs non détectables à 273 µg/kg (moyenne pondérée de 19,8 µg/kg, seuil de détection non précisé) [voir le tableau 9-4] (Lockhart et al., 1992). Ces concentrations d'éthylbenzène sont présentes dans les tissus de poissons vivant à proximité de sources industrielles dans les régions du Nord; par conséquent, on considère qu'elles ne sont pas représentatives des concentrations habituelles auxquelles la majeure partie de la population canadienne serait exposée. Toutefois, les segments de la population qui consomment du poisson et vivent dans des régions nordiques pourraient être exposés à ces concentrations plus élevées d'éthylbenzène.

En 1986, on a relevé de l'éthylbenzène dans 43 échantillons de poisson sur 138 au Japon, les concentrations allant de 1,0 à 9,8 µg/kg poids humide (seuil de détection de 1 µg/kg poids humide) [Japon, 2004; PISSC, 1996; CIRC, 2000]. On a détecté de l'éthylbenzène dans différentes pâtes de poisson et de crevette fermentées avec du sel en Corée, qui contenaient des concentrations moyennes de 76,6 µg/kg pour l'anchois, de 38,3 µg/kg pour le sabre et de 72,5 µg/kg pour la crevette (Cha et Cadwallader, 1995). De l'éthylbenzène a été trouvé dans la fraction neutre d'un isolat de saveur de rôti de bœuf; toutefois, les concentrations réelles n'étaient pas indiquées (Min et al., 1979).

On a détecté de l'éthylbenzène dans divers fruits, légumes et légumineuses. Il était présent dans du persil à une concentration de 256,7 µg/kg et dans la peau d'orange à 23,6 µg/kg (seuil de détection non précisé) lors d'une étude européenne qui examinait la peau, la pulpe et les racines de 14 légumes et de 10 fruits différents (Górna-Binkul et al., 1996). Lovegren et al. (1979) ont signalé la présence d'éthylbenzène dans différentes légumineuses sèches, y compris des fèves (concentrations allant de 0 à 11 µg/kg), des pois cassés (13 µg/kg) et des lentilles (5 µg/kg). De l'éthylbenzène a aussi été mesuré dans des graines de pois chiches (Rembold et al., 1989). La présence d'éthylbenzène a été signalée dans des tomates et des produits de la tomate, des pommes (Golden Delicious), des fraises et des kiwis, mais aucune concentration n'était indiquée (Dirinck et al., 1977; Chung et al., 1983; Takeoka et al., 1986).

De l'éthylbenzène a été trouvé dans différentes formes d'huile d'olive, y compris l'huile d'olive vierge extra, l'huile d'olive vierge, l'huile d'olive, ainsi que l'huile d'olive raffinée, contenues dans différents types d'emballages (verre, plastique ou métal) à des concentrations allant de valeurs non détectées (seuil de détection de 0,25 ng/mL) à 34,3 ng/mL lors d'une étude menée en Espagne (Carrillo-Carrión et al., 2007). Vichi et al. (2007) ont aussi détecté de l'éthylbenzène dans 54 échantillons d'huiles d'olive vierges issues de trois cultures différentes, à des concentrations allant de 14 à 201 µg/kg (moyenne de 45 µg/kg, seuil de détection de 0,6 µg/kg) en Espagne. On pense que la présence d'éthylbenzène, ainsi que d'autres hydrocarbures aromatiques, dans l'huile d'olive résulte de la présence de la substance dans l'atmosphère provenant de déversements, de la combustion et de l'évaporation de mazout, des émissions automobiles et industrielles, ainsi que des processus géochimiques. Les hydrocarbures aromatiques sont de nature lipophile, et ils ont tendance à contaminer les huiles et les graisses (Vichi et al., 2007).

L'éthylbenzène peut aussi être présent dans les aliments en raison de la migration à partir d'emballages et de contenants alimentaires fabriqués de polymères styréniques (VCCEP, 2007). On utilise le polystyrène, dont du polystyrène standard, du polystyrène choc et de la mousse, dans toute une série d'emballages alimentaires et de matériaux pour le contact alimentaire, notamment les ustensiles, les tasses, les plateaux à viande, les boîtes à œufs, la vaisselle, les emballages pour la restauration rapide, les plateaux à biscuits et à gâteaux, les contenants de produits laitiers, les gobelets de distributeurs de boissons gazeuses et les couvercles (Shariq et Funada, 2008). La limite de migration spécifique de l'Union européenne pour l'éthylbenzène est de 600 µg/kg (0,6 mg/kg) [Nerín et al., 2002].

Tang et al. (2000) ont signalé que certains matériaux d'emballages alimentaires fabriqués à partir de polymères, surtout le polystyrène, peuvent contenir de l'éthylbenzène sous la forme de résidus. Les teneurs en éthylbenzène se situait entre 8 et 473 ppm (moyenne de 50 ppm) dans 41 des 44 échantillons de produits de polystyrène (Hempel et Rüdt, dans Tang et al., 2000). La même étude a mentionné la présence d'éthylbenzène dans les 12 échantillons de greffes de styrène et de copolymères, à des concentrations allant de 61 à 202 ppm (médiane de 84 ppm) [Hempel et Rüdt, dans Tang et al., 2000]. Le Polystyrene Working Group (PSWG; groupe de travail sur les polystyrènes) du Food, Drug, and Cosmetic Packaging Materials Committee de la Society of the Plastics Industry a mené une étude visant à déterminer l'exposition potentielle à l'éthylbenzène par l'alimentation à partir d'articles aptes au contact alimentaire en polystyrène. Une enquête industrielle a été réalisée afin de recueillir des données sur les concentrations résiduelles d'éthylbenzène présentes dans divers matériaux d'emballage alimentaire en polystyrène et dans les articles aptes au contact alimentaire jetables. Les moyennes pondérées des concentrations résiduelles d'éthylbenzène recueillies pendant l'enquête (PSWG, 1997, cité dans VCCEP, 2007) sont présentées dans le tableau 15. La concentration d'éthylbenzène dans les résines de polystyrène standard dépendra du procédé technique utilisé (Durst et Laperle, 1990, dans Tang et al., 2000), et la teneur résiduelle en éthylbenzène dans les aliments est donc variable et difficile à prévoir (conversation et courriel de la Section des matériaux d'emballage alimentaire et des additifs indirects adressé au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes le 6 décembre 2010; source non citée).

Tableau 10-2 : Moyennes pondérées des concentrations résiduelles d'éthylbenzène dans les emballages et les articles jetables en polystyrène (PSWG, 1997, cité dans VCCEP, 2007)
Type de matériauxPolymère/applicationsNote de bas de page Tableau 10-2[a]Éthylbenzène résiduel (ppm)
EmballagePolystyrène standard18
EmballagePolystyrène choc29
EmballageMousse de polystyrène66
Articles jetablesPolystyrène standard42
Articles jetablesPolystyrène choc108
Articles jetablesMousse de polystyrène37
Articles jetablesMousse de polystyrène expansible37
Note de bas de page Tableau 10-2 a

GPPS (general purpose polystyrene) : polystyrène standard
HIP (high impact polystyrene) : polystyrène choc.

Retour à la note de page Tableau 10-2[a]

Il existe plusieurs études sur la présence d'éthylbenzène dans les aliments résultant de sa migration à partir d'emballages. Chiesa et al. (2008) ont signalé des concentrations d'éthylbenzène dans différents types de fromage emballés principalement dans du plastique et conservés à 4 °C. Les concentrations dans les fromages variaient de 0,52 à 76,1 µg/kg (Chiesa et al., 2008). Il a été signalé que l'éthylbenzène migrait à partir de divers types de contenants en plastique, destinés à une utilisation à haute température, dans le lait en poudre entier et écrémé (López et al., 2008). Quatre types de plastique (copolymère statistique de polypropylène, polymère de polypropylène, polycarbonate et copolymère de styrène-acrylonitrile) ont été chauffés à différentes températures (75, 100 et 121 °C) et durées d'exposition (30, 60 et 120 minutes) avec du lait en poudre. Tous les échantillons de lait écrémé et entier en poudre contenaient de l'éthylbenzène à des concentrations allant de 0,03 à 0,09 µg/kg et de 0,02 à 11 µg/kg, respectivement. Les concentrations d'éthylbenzène dans le lait entier étaient supérieures à celles dans le lait écrémé, très probablement en raison de la teneur en matières grasses supérieure dans le lait entier en poudre (López et al., 2008). De plus, les concentrations d'éthylbenzène ont augmenté avec la hausse de la température, dans le cas du lait entier en poudre.

Nerín et al. (2002) ont détecté de l'éthylbenzène dans différentes matières plastiques (polycarbonate, copolymère de polypropylène, polypropylène contenant 20 % de talc, copolymère statistique de polypropylène et styrène-acrylonitrile) utilisées dans des contenants alimentaires utilisés à haute température, conçus pour réchauffer de la nourriture dans des fours à micro-ondes. Les concentrations d'éthylbenzène rejetées sous la forme de vapeur à partir des contenants d'emballage à 100 °C variaient entre 0,147 et 0,360 µg/kg, entraînant ainsi la migration potentielle d'éthylbenzène vers les aliments à partir de la phase vapeur, de 0,0165 à 0,0273 µg/kg (Nerín et al., 2002).

Gramshaw et Vandenburg (1995) ont observé que la migration d'éthylbenzène dans le flanc de porc, cuit à 175 °C pendant une heure et demie dans des plats en polyester thermodurci (contenant entre 6 et 25 mg/kg d'éthylbenzène), variait de moins de 6 à 34 µg/kg (seuil de détection : 6 µg/kg). L'éthylbenzène a été mesuré dans des yogourts faibles en gras et des desserts au chocolat emballés dans du polystyrène à des concentrations allant de valeurs non détectées (seuil de détection non précisé) à 4 µg/kg (Ehret-Henry et al., 1994). Tan et Okada (1978) ont étudié la migration du styrène et de l'éthylbenzène à partir de tasses en polystyrène. L'éthylbenzène a été détecté dans les produits alimentaires suivant : dans les boissons au lait sur (de moins de 0,0025 à 0,006 ppm), dans la soupe de nouilles (de 0,015 à 0,021 ppm), dans le curry de nouilles (de 0,089 à 0,153 ppm), ainsi que dans la soupe won ton instantanée (de 0,009 à 0,028 ppm). La concentration d'éthylbenzène dans les différentes tasses en polystyrène variait de 108 à 424 ppm (Tan et Okada, 1978).

Dans la dernière étude sur l'alimentation totale menée par la Food and Drug Administration des États-Unis (USFDA, 2006), qui englobe des données de 1991 à 2004, on a détecté de l'éthylbenzène dans environ 80 produits alimentaires emballés et non emballés (seuil de détection non précisé), tel qu'il est résumé à l'annexe C; les plus fortes concentrations ont été détectées dans les muffins (natures ou aux fruits), soit 224 µg/kg (concentration moyenne de 10 µg/kg, seuil de détection non précisé) et dans le maïs soufflé (micro-ondes, saveur de beurre), soit 129 µg/kg (concentration moyenne de 0,043 µg/kg, seuil de détection non précisé). On a considéré que les données issues de l'étude sur l'alimentation totale de la Food and Drug Administration des États-Unis (présentées à l'annexe C) étaient les plus représentatives des concentrations potentielles dans l'alimentation au Canada et elles ont été utilisées pour estimer la tranche supérieure de l'absorption alimentaire d'éthylbenzène pour l'ensemble de la population du Canada (se reporter à l'annexe D, tableau D1). Les concentrations d'éthylbenzène dans le poisson tirées de l'étude de Lockhart et al. (1992) ont été utilisées pour estimer l'exposition à l'éthylbenzène des personnes vivant dans les régions nordiques du pays (présentées dans l'annexe D, tableau D2).

L'éthylbenzène a également été détecté dans le lait maternel humain. Blount et al. (2010) ont élaboré et validé une méthode pour recueillir, stocker et analyser 36 COV, dont l'éthylbenzène, dans le lait maternel. Le lait maternel a été recueilli auprès de 12 femmes en bonne santé, au moins 30 jours après l'accouchement, à Baltimore (Maryland). Les concentrations d'éthylbenzène se situaient entre 0,053 et 0,58 ng/mL, la valeur moyenne étant de 0,232 ng/mL et la valeur médiane, de 0,149 ng/mL (Blount et al., 2010). La valeur maximale de 0,58 ng/mL a été utilisée pour estimer la tranche supérieure de l'exposition chez les nourrissons (consulter l'annexe D).

10.1.6 Sol et sédiments

On a trouvé très peu de données sur les concentrations d'éthylbenzène dans le sol. Dans la partie sur les sols de la section Évaluation de l'exposition de l'environnement, le tableau 9-3 montre les données canadiennes limitées dont on dispose concernant les sols. Dans le cadre d'une étude sur les forêts-parcs de l'Ontario, on a calculé que la concentration d'éthylbenzène dans les échantillons de sol au 97,5e centile était de 0,40 ng/g (seuil de détection : 2,0 ng/g), tandis que la concentration d'éthylbenzène dans le sol de forêts-parcs rurales était de 0,46 ng/g (MEEO, 1993). Le seuil de détection était plus élevé que le niveau le plus élevé détecté, et par conséquent, le niveau de confiance à l'égard de ces données est faible. Les données du Registre environnemental des sites (friches contaminées) de l'Ontario se situaient entre 40 et 50 ng/g (Ontario, 2005). Ces deux sources de données concernent des sites contaminés et ne fournissent pas de détails sur les sites ou la méthodologie d'échantillonnage du sol. Elles n'ont donc pas été utilisées pour calculer les estimations de l'exposition humaine.

Le Conseil canadien des ministres de l'environnement (CCME) a établi des recommandations canadiennes pour la qualité des sols concernant l'éthylbenzène, pour les utilisations agricoles, résidentielles, commerciales et industrielles des terres. Ces recommandations visent à protéger l'environnement et la santé humaine (CCME, 2004). Les valeurs pour les sols à texture grossière et fine sont de 0,082 et 0,018 mg/kg, respectivement, et elles les mêmes pour toutes les utilisations des terres. En l'absence de données canadiennes sur la qualité, les lignes directrices proposées par le CCME (2004) ont été utilisées comme une valeur de substitution prudente pour le calcul de la tranche supérieure de l'estimation de l'absorption quotidienne d'éthylbenzène à partir de l'ingestion de sol.

10.1.7 Produits de consommation

L'enquête menée en vertu de l'article 71 de la LCPE a permis de constater l'utilisation d'éthylbenzène dans de nombreux produits de consommation au cours de l'année 2000, ce qui représentait plusieurs types de produits. Il a été déclaré que l'éthylbenzène était utilisé dans les revêtements à des concentrations allant de 0,002 à 40 %, et comme composant des carburants, dont l'essence, avec des concentrations allant de 0,42 à 8,0 %. Cependant, certains répondants à l'enquête ont interprété le mot consommateur comme voulant dire client, et les produits et les concentrations d'éthylbenzène précis auxquels a accès la population générale n'ont pas pu être déterminés. Par conséquent, d'autres sources d'information sur les concentrations d'éthylbenzène dans les produits de consommation ont été utilisées pour calculer les estimations de l'exposition; elles sont présentées ci-dessous.

10.1.7.1 Produits ménagers

La présence d'éthylbenzène dans les produits de consommation est principalement due à sa présence dans les xylènes mélangés, qui sont utilisés comme solvants (ECHA, 2008). Les données sur les concentrations d'éthylbenzène dans des produits canadiens étaient limitées. On a donc recueilli, dans un premier temps, de l'information sur la présence d'éthylbenzène dans des produits des États-Unis. La base de données américaine Household Products Database (HPD, 2011) mentionne plus de 300 produits contenant de l'éthylbenzène, y compris divers produits de peinture et peintures au pistolet, des nettoyants d'automobiles, du matériel d'art et d'artisanat, des produits d'étanchéité, des teintures et vernis à bois, des produits pesticides, ainsi qu'un adhésif. La concentration d'éthylbenzène dans ces produits variait de 0,01 à 25 %. Parmi les autres sources consultées, mentionnons la Source Ranking Database (SRD, États-Unis) et la documentation publique. L'annexe E contient un résumé des renseignements sur les types de produits et les concentrations d'éthylbenzène tirés de diverses sources des États-Unis.

Ce ne sont pas tous les produits et toutes les concentrations d'éthylbenzène tirés de la Household Products Database des États-Unis et de la SRD qui sont disponibles. Par conséquent, une recherche de suivi a été effectuée pour confirmer les concentrations dans des produits au Canada et a consisté à consulter les sites Web des détaillants canadiens et les fiches signalétiques canadiennes ainsi qu'à communiquer avec des représentants de l'industrie canadienne. Les types de produits de consommation dans lesquels la présence d'éthylbenzène a été signalée comprenaient des enduits extérieurs et intérieurs, tant sous forme liquide qu'en aérosol, ainsi que des produits de finition, des teintures et des vernis pour le bois. La concentration dans les peintures en aérosol allait de 0,01 à 3,79 %, et dans les peintures liquides, elle était généralement inférieure à 1 %, sauf pour certains produits spécialisés utilisés à l'extérieur, dont la teneur pouvait atteindre jusqu'à 10 à 14 %.

En outre, le Laboratoire de la sécurité des produits de Santé Canada a mesuré la concentration d'éthylbenzène dans plus de 100 produits de consommation, y compris divers revêtements, peintures, teintures, finitions, nettoyants et traitements de carburant (Santé Canada, non-publié - analyses de la composition menées de 2013 à 2015). Les concentrations d'éthylbenzène dans la majorité des produits testés étaient inférieures à 1 % avec quelques produits dont les concentrations varient de 1 à moins de 4,5 % (Santé Canada, non-publié - analyses de la composition menées de 2013 à 2015). Deux produits de scellement de béton/pierre contenaient entre 16 et 18 % d'éthylbenzène (Santé Canada, 2014b); toutefois, après avoir communiqué avec les fabricants, l'un de ces produits a été abandonné et ne devrait plus être mis à la disposition des consommateurs, et l'autre est disponible pour une utilisation extérieure seulement (courriel du Bureau de la gestion du risque de Santé Canada au Bureau d'évaluation du risque des substances existantes, 2014; source non citée).

Le tableau 10-3 se base sur ces renseignements pour indiquer les types de produits et les concentrations correspondantes d'éthylbenzène dont on a dérivé les estimations d'exposition. Seules les expositions aux produits qui sont susceptibles d'être utilisés à l'intérieur ou dans les garages ont été estimées, puisqu'ils représenteraient les taux d'expositions estimés les plus élevés. On trouve dans l'annexe F de plus amples renseignements sur les plages de concentrations choisies pour chaque scénario.

On a utilisé la version 4.1 du modèle ConsExpo (ConsExpo, 2006) pour estimer l'exposition à l'éthylbenzène par inhalation et par voie cutanée résultant de l'utilisation de peintures en aérosol et liquides, de décapants à peinture, de laques, teintures ou vernis et de produits d'étanchéité pour joints (ou produits de calfeutrage). ConsExpo est un modèle prédictif à plusieurs niveaux utilisé pour calculer les estimations de l'exposition aux substances dans les produits de consommation. Il contient des facteurs d'exposition par défaut pour divers produits et utilisations, et il s'agit d'un modèle bien établi. Le modèle d'exposition aux peintures pour les murs (Wall Paint Exposure Model) de l'Environmental Protection Agency des États-Unis a également été utilisé pour dériver les estimations de l'exposition pour le scénario des peintures liquides. Les résultats de ce modèle étaient similaires aux résultats du modèle ConsExpo. Par conséquent, afin d'assurer l'uniformité entre tous les scénarios concernant les produits et pour estimer l'exposition par voie cutanée ainsi que l'exposition par inhalation, on a utilisé le modèle ConsExpo aux fins du présent rapport. Comme le montrent l'annexe F et le tableau 10-3, les concentrations d'éthylbenzène dans les produits de consommation varient de façon importante.  Ainsi, une plage de concentrations d'éthylbenzène dans chaque type de produit a été utilisée pour calculer les estimations de l'exposition (se reporter à l'annexe F pour plus de détails). Un résumé de la tranche inférieure et de la tranche supérieure des estimations de l'exposition à l'éthylbenzène par voie cutanée et par inhalation résultant de l'utilisation de certains produits de consommation est présenté dans le tableau 10-3. L'information sur les paramètres utilisés pour chaque scénario est présentée à l'annexe F. L'utilisation directe de ces produits par les enfants n'a pas été considérée comme probable et les estimations de l'exposition ont été calculées pour les adultes seulement.

Comme le montre le tableau 10-3, les estimations de l'exposition varient en raison des différences dans la concentration d'éthylbenzène dans les produits. Les concentrations atmosphériques moyennes au cours de la journée de l'événement variaient de 0,006 mg/m3 pour les adultes utilisant de la peinture en aérosol à 13 mg/m3 pour les adultes utilisant de la peinture liquide. L'exposition par voie cutanée variait de 0,002 mg/kg de poids corporel (p.c.) par événement pour les adultes qui utilisent de la peinture en aérosol à 1,1 mg/kg p.c. par événement pour les adultes qui utilisent des produits de calfeutrage.

Tableau 10-3 : Sommaire de l'exposition à l'éthylbenzène par inhalation et par voie cutanée résultant de l'utilisation de produits de consommation par des adultes, estimations obtenues à l'aide du modèle ConsExpo v. 4.1
ProduitConcentration d'éthylbenzène dans les produits canadiensConcentration atmosphérique moyenne le jour de l'événement (mg/m3)Exposition par
voie cutanée
(mg/kg p.c. par événement)
Peinture au pistolet0,01 à 5 %0,006 à 30,002 à 1,1
Peinture liquide0,1 à 1 %1,3 à 130,051 à 0,51
Décapant à peinture4 %2,80,28
Laques, teintures et vernis0,1 à 2 %0,5 à 9,40,051 à 1,0
Produits de calfeutrage ou d'étanchéité0,1 à 5 %0,1 à 5,20,021 à 1,1

On a relevé dans les publications des données sur les concentrations d'éthylbenzène dans l'air découlant de l'utilisation de produits. Dans le cadre d'une étude menée par Nielsen et al. (2003), cinq produits ont été analysés  Les concentrations d'éthylbenzène mesurées autour d'un utilisateur simulé vaporisant le produit pendant 60 secondes se situaient entre 0,006 et 17 mg/m3 (dans les cinq produits, la concentration allait de non présente à 1,83 %) [Nielsen et al., 2003]. La concentration atmosphérique moyenne au cours du jour de l'événement n'a pu être déterminée à partir des résultats de l'étude. On a détecté de l'éthylbenzène dans des produits d'étanchéité à vaporiser (deux produits sur 16; 0,027 et 0,97 mg/g) [Feilberg et al., 2008]. Chang et al. (2007) ont évalué l'exposition aux solvants (dont l'éthylbenzène) par inhalation et par voie cutanée chez quinze peintres de chantier naval de sexe masculin ayant utilisé des pulvérisateurs. La concentration moyenne (± écart-type) de l'exposition personnelle à l'éthylbenzène pondérée dans le temps (sur huit heures) en dehors du masque des travailleurs était de 59,2 ± 10,4 ppm (257 mg/m3) et de 2,60 ± 0,49 ppm (11 mg/m3) à l'intérieur du masque. Les expositions à l'éthylbenzène par voie cutanée à l'intérieur et à l'extérieur de blocs d'unités de navires assemblés étaient comprises entre 281,8 et 342,4 mg/9 cm2 de ruban et entre 42,5 et 70,7 mg/9 cm2 de ruban, respectivement (Chang et al., 2007). Whitehead et al. (1984) ont mené une étude sur les expositions professionnelles aux solvants dans les peintures et les colles qui sont appliquées par pulvérisation, qui est réalisée principalement dans des cabines de pistolage. Les moyennes pondérées dans le temps (MPT) pour les travailleurs qui pulvérisent de la peinture aromatique inférieure et supérieure allaient de 0,4 à 13,2 ppm (de 1,7 à 57 mg/m3), et les MPT les plus élevées allaient de 3,4 à 52 ppm (de 15 à 226 mg/m3). Les MPT moyennes pour les travailleurs qui pulvérisent des colles dominées par des hydrocarbures aromatiques et chlorés allaient de 0,3 à 37,5 ppm (de 1,3 à 163 mg/m3), et les plus fortes MPT allaient de 1,4 à 123 ppm (de 6,1 à 534 mg/m3) [Whitehead et al., 1984]. Ces concentrations mesurées ne dépassaient pas les normes de qualité du milieu de travail relatives à l'irritation des yeux, de la peau et des voies respiratoires supérieures mise en place par diverses agences comme l'OSHA, le NIOSH et l'ACGIH (ATSDR, 2010; OSHA, 2011).

On a détecté de l'éthylbenzène dans 16 produits assainisseurs d'air sur 26 au cours d'une analyse de l'espace de tête menée par Jo et al. (2008) en Corée. La même étude a mesuré les concentrations moyennes d'éthylbenzène dans l'air dans des véhicules à essence et au diesel avec et sans assainisseurs d'air. Les véhicules munis d'assainisseurs d'air avaient des concentrations d'éthylbenzène seulement légèrement plus élevées que les véhicules qui n'en avaient pas, ce qui indique que la concentration d'éthylbenzène dans les véhicules était probablement attribuable davantage à l'air ambiant des routes qu'aux assainisseurs d'air (Jo et al., 2008). Lim et al. (2011) ont effectué des analyses à la recherche de BTEX dans 207 produits de consommation obtenus dans un supermarché en Corée. Ces chercheurs ont détecté des concentrations élevées d'éthylbenzène dans du cirage à chaussures (concentration allant de non détectée à 277 928 ppm), des produits de nettoyage pour le cuir (de non détecté à 42 223 ppm), des correcteurs liquides (de non détectée à 2 770 ppm), des stylos à encre indélébile (de non détectée à 345 065 ppm) et de la colle (de non détectée à 792 ppm) [Lim et al., 2011 - résumé seulement]. De l'éthylbenzène a été trouvé dans toutes les cinq pièces d'ameublement nouvellement fabriquées qui ont été testées (chaise de bureau, table de nuit, table de salle à manger, divan et armoire) dans une pièce de 5 m3 durant une période de 14 jours, en Corée. Les concentrations moyennes d'éthylbenzène allaient de 1,16 µg/m3 (pour la chaise de bureau) à 563 µg/m3 (pour la table de salle à manger) [Ho et al., 2011].

On a trouvé de l'éthylbenzène dans la base de données du Système de déclaration des cosmétiques en tant qu'ingrédient dans quelques produits pour les soins des mains au Canada (SDC, 2010). On a estimé que l'exposition découlant de l'utilisation de préparations destinées aux soins des mains qui peuvent contenir de petites quantités d'éthylbenzène était faible comparativement à l'exposition résultant de l'utilisation d'autres produits ménagers.

10.1.7.2 Produits destinés à être utilisés par des enfants

L'Environmental Protection Agency (EPA) du Danemark a trouvé de l'éthylbenzène dans plusieurs produits pour enfants. Glensvig et Ports (2006) ont réalisé des essais sur les émissions (prélèvement avec des adsorbants solides et analyse par chromatographie en phase gazeuse couplé à un spectromètre de masse) issues de divers jouets pour enfants, et ils ont trouvé de l'éthylbenzène dans deux jouets sur sept qui contiennent du parfum : dans une figurine en caoutchouc émettant de l'éthylbenzène à une concentration de 1 100 µg/m3 (équivalant à 1,9 µg/m3d'éthylbenzène dans une pièce), et dans un cube mou émettant 540 µg/m3 (équivalant à 0,94 µg/m3d'éthylbenzène dans une pièce). Hansen et al. (2004) ont relevé la présence de xylènes et d'éthylbenzène dans les six tentes et tunnels pour enfants qui ont été échantillonnés, et les concentrations de xylènes et d'éthylbenzène allaient de 2 à 40 µg/m3. Svendson et al. (2005) ont mesuré de l'éthylbenzène dans tous les 14 jouets gélatineux qui ont été analysés. L'EPA du Danemark a réalisé des analyses de migration qui utilisaient de la sueur et de la salive artificielles afin de déterminer le rejet potentiel de certaines substances lorsqu'elles entrent en contact avec la peau (par la transpiration) ou la salive. La migration d'éthylbenzène à partir de jouets gélatineux était de moins de 0,05 à 0,56 µg/g dans la sueur artificielle (c'est-à-dire l'exposition potentielle par voie cutanée), et de moins de 0,05 à 0,64 µg/g dans la salive artificielle (c'est-à-dire l'exposition potentielle par voie orale) [Svendson et al., 2005]. De l'éthylbenzène a aussi été détecté dans des marqueurs pour enfants (aucune concentration fournie) [Hansen et al., 2008].

L'EPA du Danemark a également trouvé de l'éthylbenzène dans divers produits de bricolage qui peuvent être utilisés par des adultes et des enfants. Mikkelsen et al. (2005) ont détecté de l'éthylbenzène dans des colorants pour verre, fenêtres ou porcelaine (trois produits sur dix; d'une valeur non détectée à 82 mg/kg). Egmose et Pors (2005) ont mesuré de l'éthylbenzène dans des colorants textiles tels que les teintures pour textiles (quatre produits sur quinze; valeur non détectée à 19 mg/kg). On a aussi détecté de l'éthylbenzène dans des perles à repasser (quatre produits sur six; de 11 à 950 µg/kg) [Pors et Fuhlendorff, 2002].

Les polymères contenant du styrène, comme le polystyrène et l'acrylonitrile-butadiène-styrène, sont utilisés pour fabriquer une variété de produits de consommation, y compris des jouets pour enfants (Ormonde et Yokose, 2008; Shariq et Funada, 2008). Il y a un risque pour que les jeunes enfants mâchonnent des jouets faits de polymères styréniques, qui contiennent très probablement des concentrations résiduelles d'éthylbenzène. Le VCCEP (2007) a estimé l'exposition à l'éthylbenzène des jeunes enfants mâchonnant des jouets en utilisant des hypothèses prudentes et en prévoyant le taux de migration quotidienne d'éthylbenzène en puisant dans les données de l'étude du PSWG (1997) sur les résidus d'éthylbenzène dans les matériaux pour le contact alimentaire (PSWG, 1997; cité dans VCCEP, 2007). Le VCCEP (2007) a utilisé les concentrations résiduelles d'éthylbenzène dans les emballages alimentaires en polystyrène et dans les articles aptes au contact alimentaire jetables présentées au tableau 10-2, ainsi que certaines hypothèses relatives à la similarité structurelle de l'éthylbenzène avec le styrène pour estimer le taux de migration quotidienne potentielle de l'éthylbenzène à partir de jouets pour enfants. À l'aide de la concentration résiduelle moyenne d'éthylbenzène pondérée dans les résines de polystyrène choc réutilisables (29 ppm ou 29 mg/kg), on a déterminé que le taux de migration quotidienne estimée était de 0,0002 µg/cm2 par jour, une valeur qui a été utilisée pour prévoir l'absorption par voie orale des jeunes enfants (âgés de 2 à 36 mois) qui mâchonnent leurs jouets. Ces prévisions de l'absorption par voie orale variaient de 6,8  × 10-10 à 1,4  × 10-7 mg/kg p.c. par jour, et il a été conclu que cette source potentielle d'exposition à l'éthylbenzène n'était probablement pas significative (VCCEP, 2007).

Pour caractériser les expositions potentielles par voie orale provenant d'autres types de jouets ciblés par l'EPA du Danemark , les estimations de l'absorption par voie orale déterminées à l'aide de la méthode du VCCEP ont été recalculées avec la plus forte concentration résiduelle moyenne d'éthylbenzène pondérée de 108 ppm (108 mg/kg) pour les résines de polystyrène choc jetables (concentration plus élevée que celles signalées par l'EPA du Danemark). Ces nouveaux calculs ont produit une estimation du taux de migration quotidienne de 0,00075 µg/cm2 par jour. Les estimations de l'absorption par voie orale allaient de 2,5  × 10-9 à 5,2  × 10-7 mg/kg p.c. par jour pour les enfants âgés de 2 à 36 mois (les données sont présentées plus en détail à l'annexe F).

10.1.7.3 Essence

L'éthylbenzène est naturellement présent dans le pétrole brut et il est donc présent dans l'essence. Les concentrations d'éthylbenzène dans l'essence varient entre moins de 1 et 5,4 % (CIRC, 2000; FLL, 2008). En Ontario, les concentrations d'éthylbenzène habituelles étaient de 1,4 % dans l'essence ordinaire sans plomb et de 1,7 % dans l'essence super sans plomb (CCME, 2004). Des pertes d'essence par évaporation, et donc d'éthylbenzène, peuvent se produire pendant le ravitaillement et à partir de réservoirs de stockage d'essence.

L'Association pétrolière pour la conservation de l'environnement canadien (APCE, 1987, 1989) a mené une étude à l'échelle nationale en 1985 au sujet de la concentration ambiante d'éthylbenzène autour de stations-service à Halifax, Montréal, Toronto, Calgary et Vancouver durant l'été et l'hiver. On a prélevé des échantillons d'air sur huit heures près des stations-service; 160 échantillons ont été prélevés pendant l'étude réalisée durant l'été et 156 échantillons au cours de l'hiver, ce qui donne au total 316 échantillons. Les concentrations moyennes d'éthylbenzène dans les échantillons d'air sur 8 heures allaient de 30 à 46 µg/m3, avec des concentrations au 95e centile allant de 83 à 184 µg/m3 (concentrations maximales comprises entre 816 et 1 163 µg/m3). Un total de 233 échantillons (114 pendant l'été et 119 pendant l'hiver) sur dix à quinze minutes ont été prélevés lors des ravitaillements à des stations d'essence avec service (ce qui représente trois à cinq ravitaillements), avec une pompe portative à piles attachée à proximité de la zone respiratoire des bénévoles (les pompistes). Les concentrations moyennes d'éthylbenzène provenant de tous les types d'essence (régulière au plomb, régulière sans plomb et super sans plomb) dans la zone respiratoire étaient comprises entre 142 et 389 µg/m3, avec des concentrations au 95e centile allant de 263 à 1 461 µg/m3(concentrations maximales comprises entre 733 et 2 275 µg/m3). On ne disposait pas de données canadiennes plus récentes; cependant, Esteve-Turrillas et al. (2007) ont signalé que les concentrations d'éthylbenzène dans l'air à proximité de stations-service en Espagne variaient de 46 à 99 µg/m3 (trois échantillons) et de 32 à 2 280 µg/m3 (six échantillons) près de la zone respiratoire de personnes qui faisaient le plein de leurs véhicules. Backer et al.(1997) ont mesuré l'air dans la zone respiratoire personnelle de 30 pompistes dans des stations d'essence pendant l'hiver 1995. Les concentrations moyennes d'éthylbenzène à partir des pompes d'échantillonnage à volume faible et élevé n'ont pas dépassé 200 ppb (880 µg/m3).

On a utilisé la plus forte concentration au 95e centile (1 461 µg/m3) relevée dans les études de l'Association pétrolière pour la conservation de l'environnement canadien (APCE) pour estimer la tranche supérieure des expositions à l'éthylbenzène par inhalation pendant le ravitaillement d'un véhicule. Des expositions à l'éthylbenzène par voie cutanée pendant le ravitaillement d'un véhicule à une station-service peuvent se produire périodiquement, et elles ont été estimées en utilisant une plage de concentrations d'éthylbenzène (1 à 5,4 %). Les doses par voie cutanée obtenues, en utilisant la méthode de couches fines et en supposant une absorption de 100 % par voie cutanée, variaient de 0,01 à 0,07 mg/kg p.c. par événement pour les adultes (voir l'annexe G). Les Canadiens peuvent aussi être exposés à l'essence lorsqu'ils l'utilisent à la maison pour faire fonctionner les tondeuses à gazon, les groupes électrogènes de secours, les tronçonneuses, ainsi que d'autres appareils semblables. Aucune donnée n'est disponible à l'heure actuelle pour estimer ces types d'exposition.

On a utilisé la plus forte concentration au 95e centile pour un échantillon d'air sur huit heures (184 µg/m3) pour estimer la tranche supérieure des expositions à l'éthylbenzène par inhalation pour les personnes vivant à proximité de stations-service qui pourraient être exposées à de plus fortes concentrations d'éthylbenzène comparativement aux personnes qui ne vivent pas près d'une station-service.

10.1.8 Confiance à l'égard de la base de données d'exposition

On considère que le degré de confiance accordé à la base de données sur l'exposition à l'éthylbenzène dans les milieux naturels est modéré à élevé, car des données canadiennes représentatives étaient disponibles pour l'air ambiant et l'air intérieur, les sources d'exposition les plus pertinentes par l'environnement. La confiance est modérée pour les expositions à l'éthylbenzène pendant que l'on se trouve à l'intérieur d'un véhicule. Certaines données canadiennes étaient disponibles concernant les concentrations dégagées par la circulation routière, mais aucune donnée sur les concentrations dans les nouveaux véhicules au Canada n'était disponible. Certaines données canadiennes étaient disponibles sur les concentrations d'éthylbenzène dans l'eau potable, mais elles étaient limitées pour le sol. On considère que le degré de confiance à l'égard de l'exposition à l'éthylbenzène provenant des aliments est modéré, car on a décelé des concentrations dans divers produits alimentaires aux États-Unis, mais aucune donnée récente n'était disponible sur les concentrations au Canada. On estime que le degré de confiance à l'égard des estimations de l'exposition découlant de l'utilisation de produits de consommation est modéré, étant donné que l'on a obtenu des renseignements spécifiques pour le Canada auprès d'intervenants de l'industrie et des renseignements provenant d'un examen plus approfondi des détaillants canadiens et des fiches signalétiques sur les types de produits que l'on trouve au pays, mais l'information relative à certains paramètres utilisés dans le modèle, dont la quantité d'éthylbenzène absorbée par voie cutanée, était limitée. Toutefois, le degré de confiance est élevé pour affirmer que les estimations de l'exposition à l'éthylbenzène par toutes les voies d'exposition sont prudentes.

10.2 Évaluation des effets sur la santé

Une évaluation réalisée par le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC, 2000) a conclu que l'éthylbenzène était potentiellement cancérogène pour les humains (groupe 2B), selon des preuves suffisantes chez les animaux de laboratoire et des preuves insuffisantes chez l'homme. Bien que l'Environmental Protection Agency des États-Unis ait classé l'éthylbenzène comme une substance du groupe D, inclassable quant à sa cancérogénicité pour les humains (USEPA, 1991), la présente évaluation a été menée avant que soit complété un essai biologique de deux ans sur la cancérogénicité par inhalation mené par le National Toxicology Program (NTP) des États-Unis en 1999. L'information disponible relative aux effets sur la santé de l'éthylbenzène est résumée à l'annexe H.

10.2.1 Cancérogénicité et génotoxicité

La cancérogénicité de l'éthylbenzène a été démontrée chez des animaux de laboratoire par inhalation et par voie orale. Dans le cadre de l'essai biologique du NTP sur la cancérogénicité par inhalation, on a exposé des souris mâles et femelles B6C3F1 et des rats F344/N à des doses de 0, 75, 250 ou 750 ppm (0, 326, 1 090 ou 3 260 mg/m3) de vapeur d'éthylbenzène pendant 103 et 104 semaines, respectivement (Chan et al., 1998; NTP, 1999). On a observé une hausse significative proportionnelle à la concentration de l'incidence des adénomes alvéolaires et bronchiolaires ainsi que des adénomes et carcinomes alvéolaires et bronchiolaires combinés du poumon, de même qu'une augmentation significative de la métaplasie de l'épithélium alvéolaire, chez les souris mâles à 3 260 mg/m3 (750 ppm) par rapport aux témoins simultanés, mais ils se trouvaient dans les fourchettes des groupes témoins historiques du NTP (10 à 42 %) à cette dose. Chez les souris femelles exposées, il y a eu une augmentation proportionnelle à la concentration de l'incidence des adénomes hépatocellulaires et des adénomes et carcinomes combinés, qui était significative à 3 260 mg/m3 par rapport aux témoins simultanés, mais elle est restée dans les fourchettes des groupes témoins historiques du NTP (3 à 54 %). L'incidence des foyers éosinophiles dans le foie était significativement plus élevée chez les souris femelles à une dose de 3 260 mg/m3, et on a considéré qu'il s'agissait d'un précurseur de la néoplasie hépatocellulaire. Chez les rats exposés, on a observé une augmentation de l'incidence selon la concentration des adénomes et carcinomes combinés des tubules rénaux, significative à 3 260 mg/m3, chez les mâles. Une augmentation significative de l'incidence des adénomes des tubules rénaux chez les femelles et des adénomes des testicules chez les mâles a aussi été observée à une dose de 3 260 mg/m3. Il convient de noter que des adénomes testiculaires sont présents chez presque tous les rats âgés de cette souche, et qu'on en a trouvé chez 80 à 88 % des mâles à une dose de 3260 mg/m3, une valeur qui s'inscrit dans la fourchette du groupe témoin historique du NTP (54 à 83 %). Chez les deux sexes, on a observé une augmentation significative de l'incidence de l'hyperplasie focale des tubules rénaux à 3260 mg/m3; les auteurs de l'étude considéraient qu'il s'agissait d'un stade précurseur du développement des adénomes. Des augmentations reliées à la dose de la gravité de la néphropathie progressive chronique ont été observées chez les femelles à toutes les doses d'exposition et chez les mâles à la concentration la plus élevée (Chan et al., 1998; NTP, 1999). Lors d'un essai biologique sur la cancérogénicité par voie orale, on a observé des hausses significatives de l'incidence des tumeurs malignes totales chez des rats Sprague-Dawley exposés à 500 mg/kg p.c. par jour par gavage pendant 104 semaines (Maltoni et al., 1985). On a aussi observé une augmentation de l'incidence des tumeurs des fosses nasales, des esthésio-neuro-épithéliomes et des tumeurs de la cavité buccale (analyse statistique non fournie) chez des rats exposés à 800 mg/kg p.c. par jour d'éthylbenzène par gavage pendant deux ans (Miltonic et al., 1997).

L'éthylbenzène n'a pas présenté d'activité mutagène ou clastogène lors des essais in vivo, et des résultats négatifs ont été obtenus lors d'essais d'aberrations chromosomiques dans la moelle osseuse du rat (l'éthylbenzène a été administré dans un mélange avec du xylène; Donner et al., 1980) et lors de tests du micronoyau chez la souris (Mohtashamipur et al., 1985; NTP, 1992, 1999). Les essais de mutation génique in vitro ont également donné des résultats négatifs sur les bactéries, avec et sans activation métabolique, ainsi que sur les levures et les insectes (Nestmann et Lee, 1983; Dean et al., 1985; NTP, 1992, 1999). Toutefois, il y a eu quelques résultats positifs lors d'essais in vitro sur des cellules de mammifères, y compris une transformation cellulaire après des périodes d'exposition prolongées (sept jours) et la formation de micronoyaux dans les cellules embryonnaires du hamster de Syrie à toutes les doses d'essai (25 à 200 µg/mol). En outre, il y a eu une réponse positive à la plus forte dose non létale (80 µg/mol; la dose létale mentionnée était de 100 µg/mol) lors du test du lymphome de souris en présence de cytotoxicité. L'exposition à l'éthylbenzène à des concentrations variant de 100 à 200 µM (de 10 à 20 µg/mL) a également provoqué des ruptures des brins simples de l'ADN dans les lymphocytes de sang humain, alors que l'exposition à 50 µM d'éthylbenzène n'a pas provoqué cet effet (Chen et al., 2008). À une concentration très élevée (10 mM), l'éthylbenzène a été capable de provoquer un échange minime de chromatides sœurs dans les lymphocytes humains (Norppa et Vainio, 1983). En outre, l'éthylbenzène irradié par la lumière du soleil et les métabolites d'éthylbenzène, l'éthylhydroquinone et le 4-éthylcatéchol, en la présence de Cu(II), ont pu provoquer des dommages oxydatifs à l'ADN et la formation d'adduits de l'ADN en fonction de la dose (Toda et al.,2003; Midorikawa et al.,2004). Globalement, le poids de la preuve indique que l'éthylbenzène n'est probablement pas directement génotoxique.

10.2.1.1 Mode d'action pour la cancérogénicité

Le mode d'action pour la cancérogénicité de l'éthylbenzène n'a pas été entièrement élucidé. Midorikawa et al. (2004) ont indiqué que les métabolites d'éthylbenzène, l'éthylhydroquinone et le 4-éthylcatéchol, ont la capacité de provoquer des dommages oxydatifs à l'ADN in vitro. Il convient de noter que l'étude a utilisé de l'ADN de thymus de veau et des dommages oxydatifs n'ont été observés qu'en présence de catalyseur de cuivre. Le niveau de cuivre utilisé peut être plus élevé que le niveau physiologique. Le profil toxicologique de l'éthylbenzène de l'Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR) a indiqué que et l'activité cancérogène de l'éthylbenzène peut être, au moins en partie, attribuée au composé d'origine ou aux métabolites oxydatifs réactifs (ATSDR, 2010). L'Office of Environmental Health Hazard Assessment de l'Environmental Protection Agency de la Californie (OEHHA, 2007) a également indiqué que bien que la cytotoxicité ou l'aggravation des processus dégénératifs existants puissent participer à la tumorigénicité de l'éthylbenzène, ce qui pourrait être considéré comme un mode d'action non génotoxique, les données actuelles ne permettent pas d'établir de façon concluante un mode d'action précis dans le cas de la cancérogenèse de l'éthylbenzène.

En revanche, le Voluntary Children's Chemical Evaluation Program (VCCEP, 2007), une initiative dirigée par l'industrie, a examiné les modes d'action influencés par la génotoxicité et la non-génotoxicité pour la cancérogénicité de l'éthylbenzène, d'après les critères de Hill (VCCEP, 2007). L'examen du VCCEP (2007), soumis à un examen par les pairs (TERA, 2007) a conclu que les résultats de toutes les études in vivo étaient négatives en matière de génotoxicité, et que la génotoxicité directe ne semble pas être un mode d'action pertinent pour les tumeurs propres à l'espèce, au sexe et aux tissus (reins, foie, cellules de Leydig ou poumons) qui sont induites par l'éthylbenzène. Notamment, des résultats inédits des essais de génotoxicité qui ont été inclus dans l'ensemble de données du VCCEP (Seidel et al., 2006) ont repris l'essai de mutation génique chez les cellules de lymphomes de souris, et ils n'ont pas trouvé de réponse mutagène avec des concentrations allant jusqu'à 120 mg/L. Un article de révision sur la génotoxicité de l'éthylbenzène a conclu, de façon similaire, à un mécanisme non génotoxique, d'après les données disponibles provenant de la batterie d'essais standard sur la génotoxicité (Henderson et al., 2007).

L'évaluation du VCCEP a proposé différents modes d'action non génotoxiques concernant la cancérogénicité de l'éthylbenzène, y compris un mode d'action pour les tumeurs au rein (secondaire à la néphropathie progressive chronique [NPC] causée par un métabolite d'éthylbenzène primaire, le 1-phényléthan-1-ol, qui peut impliquer l'accumulation d'alpha-2u-globuline), un mode d'action pour les tumeurs du poumon (prolifération chronique des cellules, secondaire à la métabolisation de l'éthylbenzène en métabolites cytotoxiques par des CYP2F2, qui s'exprime à des concentrations relativement plus élevées dans les poumons de souris [Cruzan et al., 2009, Saghir et al., 2009, 2010a]; toutefois, il n'est pas clair si des métabolites réactifs qui se sont formés dans le foie peuvent également se transmettre par le sang aux poumons) [Huff et al., 2010; Saghir et al. 2010b], un mode d'action pour les tumeurs hépatiques (secondaire à une induction enzymatique de type phénobarbital et à la prolifération des cellules), et un mode d'action pour les tumeurs dans les cellules de Leydig (hyperplasie des cellules de Leydig, secondaire à l'expression hépatique de différentes isoenzymes du cytochrome P450 déclenchée par l'éthylbenzène, qui entraîne une augmentation de l'hydroxylation et de la clairance de la testostérone.) Le VCCEP a estimé que les tumeurs des tubules rénaux influencées par une néphropathie progressive chronique, les réponses hépatiques de type phénobarbital ainsi que la perturbation des tumeurs des cellules de Leydis provoquée par la testostérone sérique n'étaient pas pertinentes aux humains, sur le plan qualitatif (VCCEP, 2007). Bien que les travaux réalisés par Seely et al. (2002) aient montré que l'association entre la NPC et le néoplasme des cellules des tubules rénaux est marginale (mais statistiquement significative), des analyses plus récentes ont permis de conclure que l'exacerbation de la NPC par voie chimique chez le rat ne devrait pas être reconnue comme un indicateur de danger chez l'humain. En outre, les tumeurs rénales décrites dans ce cas sont liées à la NPC, et leur incidence accrue ne devrait pas être considérée comme pertinente pour l'être humain (Hard, 2002; Lock et Hard, 2004; Hard et Seely, 2005; Hard et al., 2009, 2012, 2013). D'autres chercheurs on fait valoir que la NPC avancée observée à la suite de l'exposition à l'éthylbenzène n'était pas suffisante pour expliquer l'augmentation du nombre de tumeurs rénales chez les rats (Melnick et al., 2012, 2013).

Même si les données sur l'éthylbenzène chez les rongeurs indiquent que la substance est cancérogène à des doses élevées, les renseignements disponibles sur les modes d'action potentiels par lesquels l'éthylbenzène provoque différentes tumeurs aux organes (poumons, cellules de Leydig, foie et rein) indiquent que les doses inférieures à un seuil de toxicité ne devraient pas entraîner la formation de tumeurs.

10.2.2 Effets sur la reproduction et le développement

Il n'y avait aucune indication de toxicité pour la reproduction pour l'un ou l'autre sexe chez les rats exposés à la vapeur d'éthylbenzène jusqu'à 500 ppm (2 174 mg/m3) sur deux générations. On n'a observé aucun changement significatif lié à l'exposition en ce qui concerne la durée du cycle œstral, les intervalles précoïtaux, les indices d'accouplement et de fertilité des mâles et des femelles, la durée de gestation, les paramètres spermatogéniques, les poids des organes reproducteurs, le dénombrement des follicules ovariens, ou les paramètres des portées F1 et F2, y compris les rapports des sexes des petits, la taille des portées vivantes, le nombre de petits morts, les indices de viabilité, le poids corporel des petits, ainsi que la condition physique générale des petits. La durée du cycle œstral était significativement réduite chez la génération F0, mais pas chez la génération F1, et les auteurs ont considéré qu'il ne s'agissait pas d'un effet de l'éthylbenzène lié à l'exposition. Les chercheurs ont considéré qu'une concentration sans effet nocif observé (CSENO) de toxicité pour la reproduction était de 2 174 mg/m3 (Stump, 2004a; Faber et al., 2006). De plus, on n'a observé aucun effet nocif significatif lié à la concentration sur la fertilité des femelles chez les rats Wistar ayant inhalé de la vapeur d'éthylbenzène à des concentrations allant jusqu'à 4 348 mg/m3 (1 000 ppm) pendant trois semaines avant la reproduction lors d'une étude de toxicité pour le développement (Hardin et al., 1981; NIOSH, 1981). On a observé une absence d'effets nocifs semblable sur les organes reproducteurs chez les rats, les souris et les lapins exposés à de la vapeur d'éthylbenzène jusqu'à 3 400 mg/m3(rongeurs, 782 ppm) ou 7 000 mg/m3 (lapins, 1 610 ppm) pendant quatre semaines (Cragg et al., 1989). On n'a observé aucun effet lié au traitement sur le nombre ou la motilité des spermatozoïdes, la morphologie des testicules, la durée du cycle œstral ou le poids de la région caudale ou de l'épididyme chez les rats ou les souris exposés à de la vapeur d'éthylbenzène jusqu'à 4 348 mg/m3 (1 000 ppm) pendant treize semaines (NTP, 1992). Toutefois, on a observé une réduction des concentrations hormonales périphériques au cours du dioestrus chez les rats à qui de l'éthylbenzène a été administré par voie orale à des doses de 500 mg/kg et plus (Ungváry, 1986).

On a observé des effets mineurs sur le développement chez la progéniture des rongeurs et des lapins exposés à l'éthylbenzène pendant la gestation. Une augmentation significative de l'incidence de fœtus présentant des côtes supplémentaires a été observée chez les rats exposés à des concentrations d'éthylbenzène de 435 mg/mg3(100 ppm, la concentration minimale avec effet observé [CMEO] par inhalation associée à des effets sur le développement) pendant la gestation (Hardin et al., 1981; NIOSH, 1981). Dans le cadre de la même étude où des rats ont été exposés au cours de la période précédant la gestation et pendant la gestation, une augmentation de l'incidence de fœtus présentant des côtes supplémentaires n'a été observée qu'à une dose plus élevée de 4 350 mg/mg3 (1 000 ppm), mais pas chez les rats qui ont été exposés à une concentration plus faible. Par conséquent, les auteurs ont jugé que la relation dose-réponse pour cet effet à 435 mg/mg3 n'était pas cohérente. Dans le cadre de cette étude, on a observé une toxicité maternelle à une dose de 4 350 mg/mg3 (1 000 ppm) chez les rats, notamment une augmentation significative du poids relatif et du poids absolu du foie, des reins et de la rate. D'autres études ont également noté des effets mineurs sur le développement à l'issue de l'exposition in utero à l'éthylbenzène pendant la gestation, y compris une augmentation du nombre de fœtus présentant un retard osseux chez les rats exposés à 600 mg/m3 (138 ppm), une augmentation de l'incidence des malformations de la fonction uréopoiétique chez les fœtus des souris, et une réduction du poids corporel moyen des fœtus des lapins, observées à des concentrations d'exposition de 500 mg/m3 (115 ppm) [Ungváry et Tatrai, 1985]. Les souris ont été traitées pour une seule dose de 500 mg/mg3 (115 ppm) et aucune anomalie de la fonction uréopoiétique n'a été observée dans d'autres études sur le développement récent (Faber et al., 2006, 2007; Saillenfait et al., 2003, 2006, 2007). On a observé une toxicité maternelle modérée et en fonction de la dose chez les rats dans la dernière étude (aucun détail supplémentaire n'a été fourni) ainsi qu'un avortement spontané chez les lapins à 1 000 mg/mg3. L'ATSDR (2010) a fait remarquer que l'étude d'Ungváry et Tatrai (1985) ne comprenait pas suffisamment de détails concernant les effets nocifs et a conseillé de faire preuve de prudence dans l'interprétation des résultats de l'étude. Dans l'étude sur deux générations menée sur des rats, décrite dans la section Effets sur la reproduction, on n'a observé aucun effet nocif sur le développement ou le développement neurologique et aucun effet maternel chez les rats F1 et F2 exposés à des concentrations d'éthylbenzène allant jusqu'à 2 174 mg/m3 (500 ppm) [Faber et al.,2007]. Lors d'études plus récentes sur la toxicité pour le développement, on a observé des augmentations significatives de l'incidence des variations squelettiques des fœtus par portée chez la progéniture de rats exposés à 8 696 mg/m3(2 000 ppm) et des réductions significatives du poids corporel des fœtus chez la progéniture de rats exposés à une dose égale ou supérieure à 4 348 mg/m3 (1 000 ppm) d'éthylbenzène pendant la gestation en présence d'une toxicité maternelle (Saillenfait et al., 2003, 2006, 2007).

Dans les études de toxicité à doses répétées de 4 semaines et de 13 semaines au cours desquelles des rats ont reçu par voie orale de l'éthylbenzène jusqu'à 750 mg/kg p.c. par jour, il n'y a eu aucun changement pathologique ni aucun changement au niveau du poids des organes reproducteurs chez les rats mâles et femelles (Mellert et al., 2007).

10.2.3 Ototoxicité et effets sur le système nerveux central

On a systématiquement observé une ototoxicité (c'est-à-dire, une perte auditive représentée par une hausse des seuils d'audition et la perte de cellules ciliées) chez les rats de laboratoire à l'issue d'une exposition répétée par inhalation et par voie orale à l'éthylbenzène, lorsqu'on a mesuré les changements dans les seuils d'audition par électrochocléographie. On a établi une concentration sans effet nocif observé (CSENO) consécutive à une inhalation de courte durée de 1 305 mg/m3 (300 ppm), d'après l'ototoxicité (une hausse des seuils d'audition et la perte de cellules ciliées) observée à 1 740 mg/m3 (400 ppm) [Cappaert et al., 2000). Une concentration minimale avec effet nocif observé (CMENO) à la suite d'une exposition par inhalation subchronique de 870 mg/m3 (200 ppm) a été déterminée d'après la perte de cheveux extérieure de la cellule (aucune CSENO n'a été établie dans l'étude, Gagnaire et al., 2007) ainsi qu'une dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) par voie orale de 900 mg/kg p.c. par jour (Gagnaire et Langlais, 2005), également d'après l'ototoxicité. Lesdits effets sur le système auditif n'ont pas été détectés lorsqu'on a réalisé des essais de réflexe de sursaut acoustique chez les progénitures des rats (20 et 60 jours après la naissance) ayant été exposés à de l'éthylbenzène par inhalation à des doses jusqu'à concurrence de 2 174 mg/m3 (500 ppm) lors d'une étude sur deux générations (Faber et al., 2007) et chez des rats ayant reçu des doses d'éthylbenzène jusqu'à 500 mg/kg p.c. par jour pendant 90 jours par voie orale (Li et al., 2010). De plus, les cobayes n'étaient pas sujets à l'ototoxicité causée par l'éthylbenzène après une exposition à une concentration de 10 879 mg/m3 (2 500 ppm) d'éthylbenzène pendant cinq jours (Cappaert et al., 2002).

Dans un effort visant à élaborer une méthode du poids de la preuve pour déterminer l'ototoxicité due à l'exposition à des produits chimiques industriels, Vyskosil et al. (2011) ont créé une base de données structurée pour examiner l'ototoxicité potentielle de produits chimiques industriels, considérés isolément ou conjointement avec l'exposition au bruit. D'après les résultats de cette étude, et compte tenu des éléments probants actuels provenant d'études sur des animaux, l'éthylbenzène semble affecter la fonction auditive principalement dans les fréquences moyennes transmises à la cochlée et pourrait être considéré comme un possible agent ototoxique.

On a observé d'autres effets sur le système nerveux causés par l'éthylbenzène ; une diminution de la dopamine striatale et tubéro-infundibulaire chez les lapins à une concentration de 3 261 mg/m3 (750 ppm) et au-delà (Romanelli et al., 1986; Mutti et al., 1988) et une activation modérée causée par l'éthylbenzène du comportement moteur chez les rats à la suite d'une exposition aiguë par inhalation de 4 heures, avec une CMENO de 1 740 mg/m3 (400 ppm; la plus faible dose d'essai) [Molnar et al., 1986], et à l'issue d'une exposition subchronique par voie orale, avec une dose sans effet nocif observé (DSENO) de 75 mg/kg p.c. par jour (Mellert et al., 2007). Une exposition aiguë à l'éthylbenzène a aussi causé une dépression non spécifique du système nerveux central chez les humains et les animaux à des concentrations plus élevées (Yant et al., 1930; Bardodej et Bardodejova, 1970).

Aucune neurotoxicité du développement n'a été observée chez les rats (Faber et al., 2007; Li et al., 2010), ce qui est également décrit à la section 10.2.2.

Il y a eu plusieurs études épidémiologiques ou rapports sur les humains portant sur les effets sur la santé, comme l'altération du comportement neuronal et de la capacité de mémoire à court-terme et l'ototoxicité, associés à l'exposition professionnelle aux mélanges d'hydrocarbures (p. ex., peintures et essence) contenant de l'éthylbenzène. Dans ces études, il existe des incertitudes en ce qui a trait à la contribution relative de l'exposition à l'éthylbenzène dans le cas de travailleurs qui ont été touchés par l'ototoxicité.

Une étude transversale a été menée auprès de travailleurs d'usines pétrochimiques (Zhang et al., 2013). Les travailleurs avaient des expositions à l'éthylbenzène bien spécifiques, étant donné que les concentrations d'autres hydrocarbures aromatiques polycycliques (styrène, benzène, toluène et xylène) étaient inférieures à la limite de détection. La prévalence de la perte de l'ouïe pour les travailleurs exposés à l'éthylbenzène était plus élevée par rapport aux deux groupes de référence (personnel de bureau de ces usines non exposé et travailleurs dans une centrale électrique exposés à un niveau de bruit similaire), en ajustant l'âge, la consommation de cigarettes et d'alcool. Une altération de la fonction neurocomportementale a été observée chez ces travailleurs exposés.

10.2.4 Autres effets systémiques

On a régulièrement observé une toxicité pour les reins et le foie propre à l'espèce chez les rongeurs à l'issue d'une exposition répétée par inhalation et par voie orale à l'éthylbenzène. Des changements du poids du foie ou des reins ont été observés dans plusieurs études (Wolf et al.,1956; Elovaara et al., 1985; Cragg et al., 1989; NTP, 1992; Stump, 2004b; Mellert et al., 2007; Li et al., 2010), et des changements pathologiques clairs ont été observés dans le foie de souris et les reins de rats à des concentrations plus élevées après une exposition chronique par inhalation (Chan et al., 1998; NTP, 1999). L'étude du NTP sur l'exposition chronique par inhalation menée sur deux ans a étudié les effets chez les rats et les souris. On a observé une augmentation de la gravité de la néphropathie progressive chronique (NPC) chez les rats femelles à la plus faible dose d'essai (326 mg/m3) et chez les rats mâles exposés à la plus forte dose (Chan et al., 1998; NTP, 1999). La NPC est une maladie se manifestant spontanément chez les rats de laboratoire qui survient avec l'âge, et sa progression et sa gravité dépendent de la souche de rat utilisée et de l'alimentation consommée lors de l'étude (Hard et al.,2009). Dans certaines souches, comme la souche décrite ci-dessus (Fisher 344), la NPC commence à se développer à un âge relativement jeune, et on a observé qu'elle survenait chez 100 % des animaux présentant des premières lésions histologiques détectables à l'âge de quatre ou cinq mois chez les mâles témoins, indépendamment de leur régime alimentaire. Cette maladie survient chez les femelles, mais elle est moins grave (Hard et al., 2009). En se fondant sur des différences de physiologie et de pathologie, Hard et al. (2009) ont conclu qu'il n'existe pas d'analogue clair à la NPC chez les humains, et ils ont recommandé de ne pas utiliser l'aggravation d'origine chimique de la NPC seule en tant qu'indicateur fiable du risque pour les humains. Cette recommandation était appuyée par l'observation selon laquelle on n'a pas constaté de NPC chez les souris exposées à de l'éthylbenzène à des doses semblables ou supérieures; par conséquent, on considère qu'il s'agit d'un effet propre à l'espèce. La CMENO pour les souris exposées dans cette étude a été fixée à 1 090 mg/m3 (250 ppm), selon l'incidence significativement accrue de l'hyperplasie du lobe antérieur de l'hypophyse chez les souris femelles exposées et l'incidence significativement accrue de l'altération syncytiale des hépatocytes chez les mâles exposés (Chan et al., 1998; NTP, 1999). On a établi la CSENO pour cette étude à 326 mg/m3 (75 ppm).

On a déterminé que la plus forte dose sans effet nocif observé (DSENO) répétée par voie orale était de 75 mg/kg p.c. par jour, d'après une augmentation significative du poids du foie et des reins, accompagnée de changements des enzymes hépatiques, d'effets sur les cellules rénales et de paramètres hématologiques correspondants, chez des rats exposés de façon subchronique (13 semaines) à la plus forte dose suivante de 250 mg/kg p.c. par jour (Mellert et al., 2007). D'autres effets systémiques, notamment des changements pathologiques dans les poumons, la glande thyroïde, la prostate, la moelle osseuse et les testicules chez les rats, ont également été observés lors des études sur l'exposition répétée par inhalation à des doses supérieures ou après une exposition prolongée (Chan et al., 1998; NTP, 1999).

Des effets hématologiques (augmentation significative des plaquettes chez les rats mâles et augmentation du nombre de leucocytes chez les rats femelles) ont été observés lors d'une étude de quatre semaines sur l'exposition par inhalation à 3 401 mg/m3 (782 ppm; Cragg et al., 1989); toutefois, ces effets nocifs n'ont pas été observés lors d'une étude de 13 semaines sur l'exposition par inhalation menée sur des rats exposés à des doses allant jusqu'à 4 350 mg/m3 (1 000 ppm; NTP, 1992). On a aussi observé certains effets hématologiques (augmentation du volume corpusculaire moyen chez les deux sexes de rats et diminution des plaquettes chez les rats femelles) à l'issue d'une exposition subchronique par voie orale (Mellert et al., 2007). Les rats exposés jusqu'à 2 174 mg/m3 (500 ppm) d'éthylbenzène pendant 28 jours n'ont pas montré de modification de leur réponse immunitaire (Stump, 2004b; Li et al., 2010).

De plus, l'éthylbenzène est irritant pour les membranes muqueuses (yeux et voies respiratoires); de tels effets ont été observés chez les humains et les animaux (Yant et al., 1930; Wolf et al., 1956; Smyth et al., 1962; Gerarde, 1963; Bardodej et Bardodejova, 1970; Moscato et al., 1987; Lewis, 1992; Cometto-Muñiz et Cain, 1995).

Plusieurs études épidémiologiques ou rapports sur les humains ont porté sur d'autres effets pour la santé qui n'avaient pas été mentionnés précédemment, comme les changements de la numération globulaire, la réduction du nombre de spermatozoïdes et la génotoxicité, associés à l'exposition en milieu professionnel aux mélanges d'hydrocarbures (p. ex., peintures et essence) qui contiennent de l'éthylbenzène. Il n'y avait aucune indication selon laquelle l'exposition à l'éthylbenzène était associée à une augmentation du risque de cancer chez ces travailleurs. Ces données n'ont pas été utilisées pour évaluer les effets de l'éthylbenzène chez les humaines en raison de l'exposition combinée à d'autres substances chimiques, notamment le benzène, le xylène ou le toluène (Nicholson et al., 1978; Angerer et Wulf, 1985; Bardodej et Círek, 1988; Triebig et al., 1988; Lu et Zhen, 1989; Holz et al., 1995; De Celis et al., 2000; Sliwinska-Kowalska et al., 2001; Sram et al., 2004; Chang et al., 2011).

Les COV ont été associés à des effets sur l'appareil respiratoire (p. ex. asthme, fonction pulmonaire réduite, rhinite), mais aucune étude épidémiologique n'a déterminé que ces effets sont liés directement à l'éthylbenzène seul (Rumchev et al., 2004; Arif et Shah, 2007; Hulin et al., 2010; Billionnet et al., 2011; Hwang et al., 2011; Martins et al., 2012).

10.2.5 Toxicocinétique

Il existe un nombre considérable d'études qui ont étudié l'absorption, la distribution, le métabolisme et l'excrétion de l'éthylbenzène chez les humains et les animaux (VCCEP, 2007; ATSDR, 2010). L'éthylbenzène est bien absorbé par la peau (l'éthylbenzène liquide, mais non la vapeur d'éthylbenzène), les poumons et le tractus gastro-intestinal, et il se répartit rapidement dans tout le corps. Des données relatives à l'absorption par voie orale d'éthylbenzène par des lapins et des rats après l'exposition à une seule dose de cette substance laissent penser à une absorption rapide et efficace par cette voie, avec 72 % et 92 % de la dose administrée récupérée chez les lapins et 84 % chez les rats, respectivement (Climie et al., 1983; El Masry et al., 1956). Plus récemment, Faber et al. (2006) ont rapporté que l'éthylbenzène a été détecté à des concentrations de 0,49, 3,51 et 18,28 mg/L dans le lait maternel de rates gravides, une heure après la dernière administration par gavage de doses de 0, 8,67, 30 et 114 mg/kg d'éthylbenzène, durant 4 jours, respectivement. Ensuite, l'éthylbenzène n'a pas été détecté dans le sang des petits sevrés de ces rates. Morgan et al. (1991) ont observé que dans le cas d'une application cutanée, la concentration maximale d'éthylbenzène dans le sang (5,6 µg/mL) était atteinte dans les deux heures suivant l'application topique d'éthylbenzène pur sur environ 1 % de la surface corporelle de rats, pour ensuite diminuer lentement après 24 heures. La quantité totale absorbée était plus faible lorsque l'éthylbenzène était administré en solutions aqueuses.

L'éthylbenzène peut être rapidement métabolisé, puis éliminé de l'organisme, principalement sous la forme de métabolites et de conjugués urinaires. La demi-vie de l'éthylbenzène dans le sang mesurée variat entre 3,3 minutes à 326 mg/m3 (75 ppm) et 63 minutes à 4 348 mg/m3 (1 000 ppm) chez la souris, à la suite d'une exposition de 4 heures (Charest-Tardif et al., 2006). En outre, cette étude a mis en relief la cinétique de saturation de l'éthylbenzène à des concentrations d'exposition supérieures à 2 174 mg/m3 (500 ppm), alors qu'elle était linéaire à des concentrations plus faibles.

Le métabolisme de l'éthylbenzène se fait par l'intermédiaire d'enzymes du cytochrome P450 (p. ex., CYP2E1, 1A2 et 2B6 dans le foie humain; CYP2B1, 1E1, 2E1 et 1A1 dans le foie du rat; CYP1A1, 1E1 et 2B1 dans le foie de la souris); l'oxydation du groupement éthylé (chaîne latérale) est la voie métabolique principale et l'oxydation de l'anneau est une voie mineure, et elles sont suivies de réactions de conjugaison. Le métabolisme de l'éthylbenzène, sur le plan des métabolites majeurs et des pourcentages des métabolites, varie selon l'espèce, le sexe et l'état nutritionnel. On n'a relevé aucune différence métabolique qualitative significative entre les voies d'exposition par voie orale et par inhalation (ATSDR, 2010). Toutefois, on a noté des différences métaboliques entre les voies d'exposition par inhalation et cutanée chez les humains. Les principaux métabolites de l'éthylbenzène chez les humains après une exposition par inhalation sont l'acide mandélique (64 à 71 %), l'acide phénylglyoxylique (19 à 25 %) et le 1-phényléthan-1-ol (5 %), tandis que l'excrétion d'acide mandélique n'était que de 4,6 % d'une dose absorbée par voie cutanée. Chez les rats, après une exposition à l'éthylbenzène par inhalation ou par voie orale, on a déterminé que les principaux métabolites étaient les acides (benzoylamino)acétique et benzoïque (38 %), le 1-phényléthan-1-ol (25 %), l'acide mandélique (15 à 23 %), l'acide phénylglyoxylique (10 %) et, mesurés plus récemment, les acides mercapturiques (0,3 %) [Cossec et al., 2010]. Chez les lapins, le métabolite le plus important est l'acide (benzoylamino)acétique, qui est probablement formé par une décarboxylation oxydative de l'acide phénylglyoxylique. Les produits d'oxydation de l'anneau comprennent le para- et le méta-hydroxyacétophénone, le 2-éthylphénol et le 4-éthylphénol. Le métabolisme de l'éthylbenzène n'a pas été étudié chez les enfants ou les animaux immatures. Cependant, on sait que certaines enzymes (p. ex., l'uridine 5'-diphospho-glucuronosyltransférase et sulfotransférases) participant à la conjugaison des métabolites d'éthylbenzène de la phase I sont régulées au niveau du développement (VCCEP, 2007; ATSDR, 2010). On a aussi observé des différences de métabolisme de l'éthylbenzène entre les espèces et les organes lors d'essais in vitro (Saghir et al., 2009, 2010a). Dans l'ensemble, le taux du métabolisme de l'éthylbenzène par les microsomes du foie de la souris était supérieur à celui observé chez les rats et les humains, tandis que les taux chez ces deux derniers étaient semblables. Les microsomes des poumons de rats et de souris étaient plus actifs dans la métabolisation de l'éthylbenzène que les microsomes du foie, tandis que les microsomes du poumon humain n'ont pas métabolisé l'éthylbenzène en aucun métabolite au-dessus du seuil de détection. Les enzymes CYP 2E1 et 2F2 participaient à l'oxydation de l'anneau d'éthylbenzène pour générer des métabolites réactifs, tandis que l'activité des CYP 2F2 dans les poumons de souris était plus élevée que celle dans les poumons de rats et beaucoup plus élevée que dans les poumons humains.

On a élaboré plusieurs modèles pharmacocinétiques physiologiques qui simulent la cinétique de l'éthylbenzène inhalé chez l'animal et chez l'homme (Tardif et al.,1997; Dennison et al., 2003; Nong et al., 2007). On a également fait état d'un modèle d'absorption de l'éthylbenzène par voie cutanée chez l'homme qui prévoit que, d'après sa lipophilie, l'exposition à la substance par voie cutanée serait presque un ordre de grandeur plus élevée que celle des COV ayant des valeurs de Koe plus faibles (Shatkin et Brown, 1991).

Le niveau de confiance à l'égard de la base de données toxicologiques est élevé, car des données sur la toxicité aiguë, la cancérogénicité, la toxicité à doses répétées, la génotoxicité, la toxicité pour la reproduction et le développement, la neurotoxicité, l'immunotoxicité, ainsi que la cinétique et la dynamique toxicologiques sont disponibles, bien que les données relatives aux effets sur la santé associés à une exposition par voie cutanée soient limitées.

10.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Sur la base des renseignements disponibles relatifs aux effets sur la santé, obtenus principalement à partir des études menées sur des animaux de laboratoire et des évaluations effectuées par d'autres organismes internationaux, on considère que les effets critiques sur la santé associés à l'exposition à l'éthylbenzène sont l'induction de tumeurs et les effets systémiques non cancérogènes, principalement sur le système auditif ainsi que sur le foie, les reins et l'hypophyse. On a observé de légers effets sur le développement, des effets hématologiques et des effets sur le système endocrinien (hyperplasie de la thyroïde) et sur le système nerveux central à des concentrations élevées et à la suite de périodes d'exposition prolongées.

L'éthylbenzène n'est pas mutagène ou clastogène in vivo. Il n'a pas causé de mutations géniques chez les bactéries et les levures, et il a seulement provoqué des mutations géniques dans les cellules de lymphomes de souris à des doses élevées en présence de cytotoxicité. Bien que l'éthylbenzène ait provoqué une faible clastogénicité et des dommages à l'ADN dans certains essais in vitro, globalement, l'information disponible indique que l'éthylbenzène n'est probablement pas directement génotoxique. En outre, on a observé une toxicocinétique de saturation de l'éthylbenzène chez les souris à des doses inférieures à la concentration à laquelle une augmentation de l'incidence des tumeurs est devenue significative, indiquant l'existence d'un seuil d'exposition lié à la tumorigenèse causée par l'éthylbenzène. Le tableau 10-4 ci-dessous contient un résumé des paramètres critiques qui ont été choisis pour la caractérisation des risques, tant dans le cas des effets cancérogènes que des effets non cancérogènes de l'exposition à l'éthylbenzène.

Tableau 10-4 : Résumé des paramètres choisis pour la caractérisation des risques que présente l'éthylbenzène
Durée et voie d'expositionEffet critiqueDose avec effet critique
Toxicité aiguë et à court terme par inhalationCSENO par inhalation, d'après une perte auditive importante chez des rats exposés à l'éthylbenzène pendant 5 jours (Cappaert et al., 2000).1 305 mg/ m3
(300 ppm)
Exposition subchronique par inhalationCMENO par inhalation, d'après la perte auditive chez des rats lors d'une étude de 90 jours, une CSENO n'a pas été établie à partir de cette étude (Gagnaire et al., 2007)870 mg/m3
(200 ppm)
Exposition chronique par inhalationCSENO par inhalation, d'après les incidences accrues de l'hyperplasie de l'hypophyse chez les souris femelles et les modifications syncytiales dans le foie de souris mâles à la dose suivante de 1 090 mg/m3 (250 ppm) lors d'une étude chronique (NTP, 1999) [on a observé une gravité plus marquée de la néphropathie progressive chronique chez les rats femelles exposées à 326 mg/m3, cependant, on a jugé que cet effet n'était pas pertinent pour les humains]. En outre, cette concentration protège contre les effets montrés dans des études d'inhalation subchronique, notamment l'ototoxicité à 870 mg/m3. Dans cette étude, une augmentation importante de l'incidence de tumeurs dans divers organes des deux espèces de rongeurs a été observée à une concentration de 3 260 mg/m3 (750 ppm) [NTP, 1999].326 mg/m3
(75 ppm)
Exposition chronique par voie oraleDSENO par voie orale, d'après l'augmentation du poids des reins et du foie accompagnée des changements des enzymes hépatiques, des effets sur les cellules rénales et des paramètres hématologiques correspondants chez les rats au cours d'une étude sur 13 semaines (Mellert et al., 2007; Li et al., 2010).75 mg/kg p.c. par jour

La population générale du Canada peut être exposée à l'éthylbenzène dans les milieux naturels (c'est-à-dire l'air ambiant, l'air intérieur, l'eau potable et le sol), l'alimentation, et pendant l'utilisation intermittente de produits de consommation contenant la substance. Les effets critiques sur la santé qui ont été observés chez les animaux de laboratoire ont été utilisés pour caractériser le risque potentiel pour la santé humaine associé à l'exposition à l'éthylbenzène.

On a utilisé la CSENO par inhalation chronique de 326 mg/m3 observée lors d'une étude de deux ans sur la toxicité chronique chez les souris (NTP, 1999) pour caractériser le risque pour la santé humaine associé à l'exposition par inhalation à partir de milieux naturels. La comparaison entre cette concentration avec effet et les plus fortes concentrations au 95e centile mesurées dans l'air intérieur (54 µg/m3), ou avec les plus fortes concentrations au 95e centile dans l'air personnel (27,3 µg/m3), donne des marges d'exposition de 6 000 et 12 000, respectivement. On a observé une hausse significative de l'incidence des tumeurs lors de cette étude de deux ans à 3 260 mg/m3, et on a ainsi obtenu des marges d'expositions de 60 000 et 120 000, basé sur l'air personnel et l'air l'intérieur, respectivement, pour l'occurrence des tumeurs. Ces marges d'exposition sont considérées comme adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et sur l'exposition en ce qui a trait aux effets cancérogènes et non cancérogènes des expositions par inhalation dans les milieux naturels.

La présence d'éthylbenzène dans l'air intérieur des véhicules est également une source d'exposition par inhalation. Les données disponibles indiquent que les concentrations d'éthylbenzène maximales dans l'air intérieur des véhicules neufs ont diminué rapidement en l'espace de quelques mois, puis qu'elles ont atteint des niveaux qui étaient comparables à la plus forte concentration au 95e centile dans l'air intérieur (c.-à-d. 54 µg/m3). La valeur de la tranche supérieure de 240 µg/m3 déterminée dans l'air intérieur des nouveaux véhicules (Chien, 2007) est considérée comme représentative d'une exposition prudente à partir de cette source. La comparaison de cette valeur et de la plus faible CME(N)O subchronique de 870 mg/m3(200 ppm), basée sur la perte de cellules ciliées (perte auditive) chez les rats exposés à de l'éthylbenzène pendant 90 jours (Gagnaire et al., 2007), donne une marge d'exposition d'environ 3 600. Cette marge d'exposition est considérée comme adéquate pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et sur l'exposition.

L'absorption par voie orale à partir des milieux naturels (p. ex., l'eau et le sol) et l'alimentation représentent un scénario d'exposition chronique par voie orale. Cependant, les études sur l'exposition chronique par voie orale disponibles (Maltoni et al., 1985, 1997) n'ont pas fourni suffisamment de renseignements sur les effets non cancérogènes chez les rats exposés, et n'ont testé que des fortes doses d'essai. La plus forte DSENO subchronique par voie orale de 75 mg/kg p.c. par jour, qui est fondée sur une augmentation significative du poids du foie et des reins (accompagnée des changements des enzymes hépatiques, des effets cellulaires dans les reins et des paramètres hématologiques correspondants) chez les rats exposés à l'éthylbenzène pendant 13 semaines (Mellert et al., 2007), a été utilisée pour caractériser le risque pour la santé humaine des effets non cancérogènes de l'exposition orale chronique potentielle. La comparaison de cette concentration avec effet et de la plus forte exposition par voie orale à partir de l'alimentation, de l'eau et du sol (valeur de 3 µg/kg p.c. par jour estimée chez les nourrissons âgés de zéro à six mois, non nourris à la préparation pour nourrissons) donne une marge d'exposition de 25 000. Après un dosage de deux ans par voie orale, une augmentation significative de l'incidence des tumeurs a été observée chez les rats ayant reçu une dose de 500 mg/kg p.c. par jour et plus (Maltoni et al., 1985, 1997), soit sept fois la DSENO subchronique par voie orale. Ces marges d'exposition sont donc considérées comme adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et sur l'exposition en ce qui a trait aux effets cancérogènes et non cancérogènes de l'exposition orale à partir des milieux naturels. La plus forte exposition par voie orale par l'alimentation, l'eau et le sol pour les personnes vivant dans les régions nordiques du pays qui peuvent consommer du poisson contenant des concentrations d'éthylbenzène plus élevées (estimation de 3,3 µg/kg p.c. par jour chez les sujets âgés de six mois à quatre ans) n'était pas différente des estimations pour l'ensemble de la population du Canada et, par conséquent, résulte en des marges d'exposition similaires.

On a signalé la présence d'éthylbenzène dans plusieurs types de produits de consommation qui peuvent être utilisés à l'intérieur ou dans un garage. Ces produits de consommation seraient utilisés sur une base intermittente et sporadique, et ils sont susceptibles d'entraîner une exposition par inhalation et par voie cutanée de l'utilisateur. Certains des produits, notamment les produits de calfeutrage ou les peintures en aérosol, sont utilisés occasionnellement seulement, quelques fois par année ou moins, et les applications sont normalement terminées en l'espace d'une journée. D'autres produits de consommation pourraient être utilisés pendant plusieurs jours consécutifs, par exemple le décapant à peinture, la peinture liquide, ou la teinture. Dans les deux cas, l'éthylbenzène pourrait être rejeté dans l'air intérieur sur plusieurs jours, par exemple, durant de même qu'après l'application de peinture. Par conséquent, on considère que l'exposition potentielle par inhalation de l'ensemble de la population à partir de l'utilisation de produits tels que la peinture ou les teintures à bois est une exposition à court terme et non aiguë.

La plus faible CSENO à court terme dans la base de données est de 1 305 mg/m3 (300 ppm), d'après une perte auditive significative chez des rats exposés à de l'éthylbenzène pendant cinq jours (Cappaert et al., 2000). Les marges d'exposition, qui ont été calculées en comparant la CSENO avec les concentrations moyennes le jour de l'événement estimées avec le modèle ConsExpo, sont présentées dans le tableau 10-5. Les marges d'exposition résultantes sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et sur l'exposition dans le cas des concentrations indiquées dans le tableau 10-5.

Tableau 10-5 : Marges d'exposition par inhalation résultant de l'utilisation de produits de consommation contenant de l'éthylbenzène, en ce qui a trait à la toxicité aiguë et à court terme
Type de produitConcentration d'éthylbenzène dans les produits canadiensConcentration moyenne le jour de l'événement (mg/m3)Marges d'expositionNote de bas de page Tableau 10-5[a]
Peinture au pistolet0,01 à 5 %0,006 à 3217 500-435
Peinture liquide0,1 à 1 %1,3 à 131003-100
Décapant à peinture4 %2,8466
Laques, teintures et vernis0,1 à 5 %0,5 à 242610-54
Produits de calfeutrage ou d'étanchéité0,1 à 5 %0,1 à 5,213 050-251
Note de bas de page Tableau 10-5 a

Fondées sur une concentration sans effet nocif observé (CSENO) de 1 305 mg/m3 établie d'après une perte auditive significative à la dose suivante chez des rats exposés à l'éthylbenzène pendant 5 jours (Cappaert et al., 2000).

Retour à la note de page Tableau 10-5[a]

L'utilisation de ces produits devrait être associée à une exposition à l'éthylbenzène par voie cutanée. La base de données toxicologique était inadéquate pour calculer une concentration avec effet critique pour la voie cutanée. Bien que l'on puisse s'attendre à ce que l'exposition par voie cutanée contribue à l'exposition globale au cours de l'utilisation de produits de consommation, on considère que la voie d'exposition principale est l'inhalation. Une partie de l'éthylbenzène déposé sur la peau est volatilisée, et seule une partie de la substance non volatilisée sera absorbée au niveau systémique. Par conséquent, l'augmentation de l'exposition résultant du contact dermique n'est pas considérée comme assez significative pour engendrer des marges d'exposition inadéquates dans le cas des scénarios pour lesquels les marges d'exposition par inhalation sont jugées adéquates.

Les consommateurs peuvent également être exposés à l'éthylbenzène pendant le ravitaillement de leurs véhicules personnels. Une comparaison entre la plus faible CSENO à court terme de 1 305 mg/m3 (300 ppm), d'après une perte auditive significative chez des rats exposés à l'éthylbenzène pendant cinq jours (Cappaert et al., 2000) et la concentration d'éthylbenzène au 95e centile mesurée pendant le pompage d'essence (1 461 µg/m3), donne une marge d'exposition de 893. Cette marge d'exposition est jugée adéquate pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et sur l'exposition. L'augmentation de l'exposition globale par le contact dermique avec l'éthylbenzène lorsqu'on fait le plein d'un véhicule particulier n'est pas considérée comme résultant en des marges d'exposition potentiellement inadéquates.

Les personnes vivant près de stations-service peuvent être exposées à ces concentrations plus élevées d'éthylbenzène chaque jour; on a comparé la plus forte concentration atmosphérique au 95e centile sur huit heures, soit 184 µg/m3 mesurée à proximité de stations-service, à la plus faible CSENO par inhalation de 326 mg/m3, d'après les effets sur le foie et l'hypophyse chez les souris à la dose plus élevée de 1 090 mg/m3 à l'issue d'une exposition chronique (NTP, 1999), ce qui a permis d'obtenir une marge d'exposition de 1 770. On considère que cette marge d'exposition assure une protection adéquate contre les effets non néoplasiques. On a aussi comparé cette exposition à la concentration avec effet associée à une augmentation du nombre de tumeurs (3 260 mg/m3), et on a obtenu une marge d'exposition de 17 700, qui est jugée représenter une protection adéquate contre les effets néoplasiques.

La fumée principale de cigarette constitue une source d'exposition à l'éthylbenzène, et elle devrait contribuer aux expositions à cette substance.

Bien qu'on ait aussi détecté de l'éthylbenzène dans certains jouets pour enfants qui peuvent être mâchonnés, les estimations prudentes de l'exposition par voie orale découlant de l'utilisation de ces produits (c.-à-d., 2,5 ´ 10-9 à 5,2 ´ 10-7 mg/kg p.c. par jour) indiquent que la contribution de cette source d'exposition est minime.

10.3.1 Données de biosurveillance

On n'a relevé aucune donnée de surveillance biologique au Canada; cependant, les concentrations d'éthylbenzène dans le sang pour la population générale des États-Unis sont disponibles. L'étude intitulée National Health and Nutrition Examination Survey (NHANES) dirigée par le Center for Disease Control and Prevention(CDC) aux États-Unis constitue une série d'études qui recueillent des données sur les concentrations des produits chimiques présents dans le sang, le sérum et l'urine, ainsi que d'autres renseignements au sujet de la santé et de l'état nutritionnel de la population américaine (CDC, 2009, 2014). Le rapport fournit des données sur les concentrations d'éthylbenzène dans le sang d'adultes âgés de 20 à 59 ans pour les années 2001 à 2006, pour les adultes de 60 ans et plus et pour les adolescents âgés de 12 à 19 ans pour l'année 2005-2006 (CDC, 2014). Les moyennes géométriques des concentrations dans le sang chez les adultes étaient de 0,034 ng/mL, de 0,035 ng/mL et de 0,040 ng/mL pour les années 2001-2002 et 2003-2004 et 2005-2006, respectivement. Les valeurs au 95e centile étaient de 0,140 ng/mL, 0,110 ng/mL et 0,150 ng/mL pour les années 2001-2002, 2003-2004 et 2005-2006, respectivement (CDC, 2014). Des concentrations d'éthylbenzène dans le sang similaires avaient aussi été mesurées dans le cadre des études du NHANES en 1988-1994 et en 1999-2000 (CDC, 2009). Pour les adultes de 60 ans et plus, la moyenne géométrique de la concentration dans le sang était de 0,037 ng/mL, avec une valeur au 95e centile dans le sang de 0,130 ng/mL (CDC, 2014). Pour les adolescents âgés de 12 à 19 ans, la moyenne géométrique de la concentration dans le sang était de 0,032 ng/mL, avec une valeur au 95e centile dans le sang de 0,096 ng/mL (CDC, 2014). Des données des États-Unis sur la concentration d'éthylbenzène dans le sang des enfants ont aussi été recensées. Lors d'une étude menée au cours des années 2000 et 2001, on a sélectionné un échantillon aléatoire stratifié de 152 enfants âgés de six à dix ans dans deux écoles primaires à Minneapolis, dans le Minnesota (Sexton et al., 2005). La concentration moyenne d'éthylbenzène mesurée dans le sang de 134 enfants était de 0,04 ng/mL, et la valeur du 95e centile était de 0,07 ng/mL. Selon le CDC (2009), la présence d'éthylbenzène dans le sang indique une exposition récente.

Aylward et al. (2010) ont dérivé des équations pour convertir les concentrations d'exposition externe d'éthylbenzène en concentrations dans le sang veineux à l'état d'équilibre, à l'aide de paramètres métaboliques fournis par un modèle pharmacocinétique physiologique (Haddad et al., 2001; Alyward et al., 2010). La conversion de la DSENO chronique par voie orale (75 mg/kg p.c. par jour, Mellert et al., 2007) et de la CSENO par inhalation (326 mg/m3, NTP, 1999), définies comme des effets critiques pour la caractérisation des risques de l'éthylbenzène, donne des concentrations dans le sang veineux à l'état d'équilibre qui sont deux ordres de grandeur au-dessus des plus fortes concentrations relevées dans les études du NHANES (0,150 ng/L). Ces résultats sont conformes à la conclusion de la caractérisation des risques selon laquelle les marges d'exposition entre l'exposition chronique à l'éthylbenzène et les concentrations avec effet critique sont adéquates si on tient compte des incertitudes dans les bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

À la lumière des renseignements disponibles concernant les effets sur la santé et des marges d'exposition, on conclut que l'éthylbenzène ne satisfait pas aux critères énoncés à l'alinéa 64c) de la LCPE puisqu'il ne pénètre pas 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.

10.4 Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

Bien qu'un large éventail d'études toxicologiques soit disponible, on n'a pas trouvé de données épidémiologiques adéquates pour caractériser les risques pour la santé humaine associés à l'exposition à l'éthylbenzène.

À la lumière des différences entre les espèces sur le plan de la toxicocinétique et de la dynamique de l'éthylbenzène, il pourrait y avoir certaines différences quantitatives et qualitatives entre les réponses humaines à l'exposition à l'éthylbenzène et celles observées chez les animaux de laboratoire. Des efforts ont été réalisés en vue de réduire l'incertitude relative à l'extrapolation interspécifique à l'aide de modèles pharmacocinétiques physiologiques (Tardif et al., 1997; Dennison et al., 2003; Nong et al., 2007). Cependant, à titre d'approche prudente en l'absence de données fiables quant aux effets sur la santé humaine, on a utilisé les effets observés chez les animaux de laboratoire et les niveaux d'exposition associés à ces effets pour caractériser les risques pour la santé humaine.

Pour la caractérisation des risques associés à l'exposition chronique par inhalation à partir des milieux naturels et du pompage d'essence, les effets critiques sur la santé choisis pour la caractérisation des risques étaient les effets non néoplasiques sur le foie et l'hypophyse chez des souris exposées par inhalation pendant deux ans. Bien que la pertinence pour les humains des tumeurs causées par l'éthylbenzène observées dans les études sur la toxicité chronique par inhalation tant chez le rat que chez la souris soit incertaine, on a effectué la caractérisation des risques pour les effets néoplasiques et non néoplasiques à la suite d'une exposition chronique, et les marges d'exposition ainsi obtenues étaient adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et sur l'exposition. On considère que cette approche est prudente.

Les données disponibles sur les effets sur la santé étaient inadéquates pour déterminer un paramètre chronique par voie orale et, afin de caractériser le risque associé à l'absorption chronique par voie orale à partir de l'alimentation, l'eau et le sol, on a utilisé une DME(N)O subchronique basée sur l'augmentation du poids du foie et des reins observée chez les rats exposés pendant treize semaines. Il existe une certaine incertitude associée à l'utilisation d'une DMENO subchronique, car des effets pourraient se produire à des niveaux d'exposition plus élevés que dans une étude chronique. Toutefois, on a considéré que les marges d'exposition étaient assez grandes pour tenir compte de cette incertitude.

On a observé une ototoxicité (perte de l'audition) chez les animaux de laboratoire et chez les travailleurs exposés sur leur lieu de travail à des solvants, dont l'éthylbenzène. Il y a une certaine incertitude en ce qui concerne la contribution relative de l'exposition à l'éthylbenzène des travailleurs suivis qui souffrent d'ototoxicité.

En outre, on n'a relevé aucun niveau d'effet cutané dans l'ensemble de données pouvant convenir à une caractérisation des risques.  

Il y a une certaine incertitude quant à la quantité d'éthylbenzène présente dans les véhicules (neufs et anciens) et lorsqu'ils sont dans la circulation, puisqu'on n'a recensé que peu d'études à ce sujet. Il serait utile d'obtenir de plus amples renseignements sur la caractérisation des sources de la concentration d'éthylbenzène dans l'air intérieur. Il existe certaines incertitudes liées à l'estimation de l'absorption quotidienne provenant des aliments et des boissons, puisque les données propres au Canada étaient limitées. Toutefois, le degré de confiance est élevé à l'égard du fait que les estimations de l'exposition sont prudentes et qu'elles surestiment vraisemblablement l'exposition potentielle à l'éthylbenzène provenant des aliments. Il existe certaines incertitudes à l'égard de l'estimation de l'exposition des personnes vivant dans les régions nordiques qui peuvent consommer du poisson contenant des concentrations plus élevées d'éthylbenzène. Un seul document présentant des mesures de concentrations d'éthylbenzène dans le poisson au Canada était disponible. On a utilisé la concentration maximale d'éthylbenzène dans le poisson comme approche prudente pour estimer l'exposition de ces populations. Il existe aussi de l'incertitude concernant les estimations de l'absorption d'éthylbenzène à partir du sol, étant donné qu'aucune étude canadienne pertinente n'était disponible.

On n'a pas pu obtenir d'estimations de l'exposition pour tous les produits de consommation potentiels dans lesquels la présence d'éthylbenzène a été signalée, notamment les produits automobiles, d'art et d'artisanat, en raison d'un manque de données propres à chacun de ces produits; cependant, on considère que la tranche supérieure des estimations de l'exposition résultant de l'utilisation de peintures et de produits de calfeutrage et d'autres produits de revêtement obtenue avec le modèle ConsExpo représentent ces autres scénarios. Il existe une certaine incertitude à l'égard des estimations de l'exposition à l'éthylbenzène découlant de l'utilisation de certains produits de consommation en raison du manque de renseignements sur les paramètres précis utilisés dans le modèle (p. ex. la quantité de produit utilisée pour certains scénarios). Il existe également une certaine incertitude quant à l'exposition découlant de l'utilisation de produits de consommation pour d'autres groupes d'âge, notamment les nourrissons, les tout-petits et les adolescents. L'utilisation de la tranche supérieure des concentrations d'éthylbenzène propres au Canada pour chaque scénario de produit et du modèle ConsExpo qui contient des hypothèses prudentes permet de s'assurer que la tranche supérieure des expositions est estimée.

Il existe également une certaine incertitude liée aux estimations des expositions par voie cutanée et par inhalation à l'éthylbenzène pendant le ravitaillement en carburant d'un véhicule et pour les personnes qui vivent près des stations-services, étant donné que les concentrations mesurées ne sont peut-être pas représentatives des concentrations actuelles d'éthylbenzène dans l'essence. Toutefois, on a utilisé des hypothèses prudentes pour estimer ces expositions à l'éthylbenzène, comme le temps passé à une station-service, ainsi que les plus fortes concentrations au 95e centile mesurées à la fois à la pompe et près des stations-service. Il existe également des incertitudes concernant les expositions à l'essence lors du ravitaillement d'appareils à moteur à la maison, comme des tondeuses. Toutefois, les expositions associées à ces utilisations sont considérées comme limitées et intermittentes, et sont considérées être incluses dans le scénario du ravitaillement d'automobiles.

Haut de la page

11. Conclusion

À la lumière des renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, on conclut que l'éthylbenzène ne satisfait pas aux critères énoncés à l'alinéa 64a) ou b) de la LCPE, car il ne pénètre 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 présentés dans cette évaluation préalable, on conclut que l'éthylbenzène ne satisfait pas aux critères énoncés à l'alinéa 64c) de la LCPE, car il ne pénètre pas 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.

On conclut que l'éthylbenzène ne satisfait à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

Haut de la page

12. Références

[ACPP] Association canadienne des producteurs pétroliers. 2006. Control of Benzene Emissions from Glycol Dehydrators. p. 19. Accès : www.capp.ca/getdoc.aspx? DocId=105760&DT=PDF

[ACPP] Association canadienne des producteurs pétroliers. 2009. Benzene Emissions from Glycol Dehydrators,2007 Operating Year [rapport de situation]. Calgary (Alb.).

Alberta. Ministère de l'Environnement. 2005. Alberta ambient air quality objective. Ethylbenzene. En vigueur depuis le 1er mai 2005.

Alberta. Ministère de l'Environnement. 2010. Three Creeks odour issue: a report on air quality monitoring conducted between February and May 2010. ISBN 978-0-7785-8994-5 [version en ligne]. 2 juillet 2010.

Andersson, K., Fuxe, K., Nilsen, O.G., Toftgård, R., Eneroth, P., Gustafsson, JÅ. 1981. Production of discrete changes in dopamine and noradrenaline levels and turnover in various parts of the rat brain following exposure to xylene, ortho-, meta-,and para-xylene, and ethylbenzene.Toxicol. Appl. Pharmacol. 60:535-548. [cité dans PISSC, 1996; CIRC, 2000].

Angerer, J., Wolf, H. 1985. Occupational chronic exposure to organic solvents. XI. Alkylbenzene exposure of varnish workers: effects on hematopoietic system. Int. Arch. Occup. Environ. Health 56:307-321.

[APCE] Association pétrolière pour la conservation de l'environnement canadien. 1987. A study of exposure to motor gasoline hydrocarbon vapours at service stations. Phase II - Summer study (PACE Report No. 87-5).

[APCE] Association pétrolière pour la conservation de l'environnement canadien. 1989. A study of exposure to motor gasoline hydrocarbon vapours at service stations. Phase III - Winter study (PACEReport No. 89-3).

Arif AA, Shah SM. 2007. Association between personal exposure to volatile organic compounds and asthma among US adult population. Int Arch Occup Environ Health 80:711-719.

Aronson, D., Citra, M., Shuler, K., Printup, H., Howard, P.H. 1999. Aerobic biodegradation of organic chemicals in environmental media: a summary of field and laboratory studies. North Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation, Environmental Science Centre. Accès : http://www.syrres.com/pdfs/AERBIO.pdf (SRC TR 99-002).

Aronson, D., Howard, P.H. 1997. Anaerobic biodegradation of organic chemicals in groundwater: a summary of field and laboratory studies. North Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation, Environmental Science Centre. Accès : http://www.syrres.com/pdfs/ratecon.pdf http://www.syrres.com/pdfs/ratecon.pdf

Atari, D.O., Luginaah, I.N. 2009. Assessing the distribution of volatile organic compounds using land use regression in Sarnia, Chemical Valley (Ont.), Canada. Environ. Health 8(16):1-14.

Atkinson, R. 1989. Kinetics and mechanisms of the gas-phase reactions of the hydroxyl radical with organic compounds. J. Phys. Chem. Ref. Data Monogr.1:1-246.

[ATSDR] Agency for Toxic Substances and Disease Registry. 2010. Toxicological profile for ethylbenzene [mise à jour]. Washington (DC) : US Department of Health and Human Services, Public Health Service. [consulté en décembre 2010]. Accès : http://www.atsdr.cdc.gov/ToxProfiles/tp110.pdf

Aylward, L.L., Kirman, C.R., Blount, B.C., Hays, S.M. 2010. Chemical-specific screening criteria for interpretation of biomonitoring data for volatile organic compounds (VOCs) - Application of steady-state PBPK model solutions. Regul. Toxicol. Pharmacol. 58:33-44.

Backer, L.C., Egeland, G.M., Ashley, D.L., Lawryk, N.J., Weisel, C.P., White, M.C., Bundy, T., Shortt, E., Middaugh, J.P. 1997. Exposure to regular gasoline and ethanol oxyfuel during refuelling in Alaska. Environ. Health Perspect. 105(8):850-855.

Badjagbo, K., Picard, P., Moore, S., Sauve, S. 2009. Direct atmospheric pressure chemical ionization-tandem mass spectrometry for the continuous real-time trace analysis of benzene, toluene, ethylbenzene, and xylenes in ambient air.J. Am. Soc. Mass Spectrom. 20:829-836.

Bardodej, Z., Bardodejova, E. 1970. Biotransformation of ethylbenzene, styrene, and alphamethylstyrene in man. Am. Ind. Hyg. Assoc. J.31:206-209.

Bardodej, Z., Círek, A. 1988. Long-term study on workers occupationally exposed to ethylbenzene. J. Hyg. Epidemiol. Microbiol. Immunol. 32:1-5. [cité dans VCCEP, 2007].

Barker, J.F. 1988. Organic contaminants affected by landfill leachates. In: Workshop on research needs in toxicology. AECL-9718. Waterloo (Ont.) : Atomic Energy of Canada Ltd. p. 200-206.

Barker, J.F., Cherry, J.A., Reinhard, M., Pankow, J.F., Zapico, M. 1989. The occurrence and mobility of hazardous organic chemicals in groundwater at several Ontario landfills. Final Report. R.A.C. Project No. 118 PL. Toronto (Ont.) : Imprimeur de la Reine pour l'Ontario.

Barnett, J.F. Jr. 2006. Oral (gavage) subchronic neurotoxicity study of ethylbenzene in rats with recovery group.Laboratory Project ID MHV00001. Horsham (PA) : Charles River DDS Argus Division Laboratory. Financé par l'Ethylbenzene Panel, American Chemistry Council, Arlington (VA). [cité dans VCCEP, 2007].

Batterman, S., Jia, C., Hatzivasilis, G. 2007. Migration of volatile organic compounds from attached garages to residences: a major exposure source. Environ. Res. 104:224-240.

Berthiaume, S., Ring, K.-L. 2006. CEH marketing research report: ethylbenzene. In: Chemical economics handbook [en ligne]. Menlo Park (CA) : SRI Consulting. [consulté en janvier 2010]. Accès : http://www.sriconsulting.com/CEH/Public/Reports/645.3000/ [accès restreint].

Beyer, A., Mackay, D., Matthies, M., Wania, F., Webster, E. 2000. Assessing long-range transport potential of persistent organic pollutants. Environ. Sci. Technol. 34:699-703.

Bi, X., Sheng, G., Feng,Y., Fu, J., Xie, J. 2005. Gas- and particulate-phase specific tracer and toxic organic compounds in environmental tobacco smoke.Chemosphere 61:1512-1522.

Billionnet C, Gay E, Kirchner S, Leynaert B, Annesi-Maesano I. 2011. Quantitative assessments of indoor air pollution and respiratory health in a population-based sample of French dwellings. Environ Res 111:425-434.

Blount, B.C., McElprang, D.O., Chambers, D.M., Waterhouse, M.G., Squibb, K.S., LaKind, J.S. 2010. Methodology for collecting, storing, and analyzing human milk for volatile organic compounds. J. Environ. Monit. 12:1265-1273.

Bouwer, E.J., McCarty, P.L. 1984. Modeling of trace organics biotransformation in the subsurface.Ground Water 22(4):433-440.

Brooke, L. 1987. Report of the flow-through and static acute test comparisons with fathead minnows and acute tests with an amphipod and a cladoceran. Superior (WI) : Center for Lake Superior Environmental Studies, Université du Wisconsin - Superior [cité dans ECOTOX, 2006].

Brown, S.K. 1999. Assessment of pollutant emissions from dry-process photocopiers.Indoor Air9:259-267.

Brown, S.K., Cheng, M. 2000. Volatile organic compounds (VOCs) in new car interiors. In: Proceedings of 15th  International Clean Air and Environment Conference, du 26 au 30 novembre 2000. Sydney (AU) : Clean Air Society of Australia and New Zealand. p. 464-468.

Calvert, J.G., Atkinson, R., Becker, K.H., Kamens, R.M., Seinfeld, J.H., Wallington, T.J., Yarwood, G. 2002. The mechanisms of atmospheric oxidation of aromatic hydrocarbons. New York (NY) : Oxford University Press. [cité dans Jenkin et al., 2003].

Camford Information Services. 2004. CPI product profiles: ethylbenzene (phenylethane). Toronto (Ont.) : Camford Information Services, Inc.

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. Accès : www.gazette.gc.ca/archives/p3/1999/g3-02203.pdf

Canada. 2000. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. C.P. 2000-348, 23 mars 2000, DORS/2000-107. Gazette du Canada, Partie II, vol. 134, no 7, p. 607-612. Accès : http://publications.gc.ca/gazette/archives/p2/2000/2000-03-29/pdf/g2-13407.pdf

Canada. Ministère de la Santé nationale et du Bien-être social. 1990. L'allaitement maternel au Canada : pratiques et tendances. Ottawa (Ont.) : Santé nationale et Bien-être social. No de catalogue H39-199/1990F. 9 p. [cité dans DHM, 1998].

Canada. Ministère de l'Environnement. 2001. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines substances inscrites sur la Liste intérieure des substances (LIS). Gazette du Canada, Partie I, vol. 135, no 46, p. 4194-4211. Accès : http://publications.gc.ca/gazette/archives/p1/2001/2001-11-17/pdf/g1-13546.pdf

Cappaert, N.L.M., Klis, S.F.L., Baretta, A.B., Muijser, H., Smoorenburg, G.F. 2000. Ethyl benzene-induced ototoxicity in rats: a dose-dependent mid-frequency hearing loss. J. Assoc. Res. Otolaryngol. 1:292-299.

Cappaert, N.L.M., Klis, S.F.L., Muijser, H., de Groot, J.C.M.J., Kulig, B.M., Smoorenburg, G.F. 1999. The ototoxic effects of ethylbenzene in rats. Hear. Res.137(1-2):91-102.

Cappaert, N.L.M., Klis, S.F.L., Muijser, H., Kulig, B.M., Ravensbery, L.C., Smoorenburg, G.F. 2002. Differential susceptibility of rats and guinea pigs to the ototoxic effects of ethyl benzene. Neurotoxicol. Teratol. 24:503-510.

Cappaert, N.L.M., Klis, S.F.L., Muijser, H., Kulig, B.M., Smoorenburg, G.F. 2001. Simultaneous exposure to ethyl benzene and noise synergistic effects on outer hair cells. Hear. Res. 162:67-79.

Carrillo-Carrión, C., Lucena, R., Cárdenas, S., Valcárcel, M. 2007. Liquid-liquid extraction/headspace/gas chromatographic/mass spectrometric determination of benzene, toluene, ethylbenzene, (o-, m- and p-) xylene and styrene in olive oil using surfactant-coated carbon nanotubes as extractant. J. Chromatogr. A 1171:1-7.

Carter, J.M., Delzer, G.C., Kingsbury, J.A., Hopple, J.A. 2007. Concentration data for anthropogenic organic compounds in ground water, surface water, and finished water of selected community water systems in the United States, 2002-05. Data Series 268. [en ligne]. Reston (VA) : U.S. Geological Survey. [consulté en mars 2011]. Accès : http://pubs.usgs.gov/ds/2007/268/downloads/ds268webV1-4.pdf

Casto, B.C., Hatch, G.G. 1977. Progress Report NIH-NCI-N01-CP-45615. p. 1-24.

[CCME] Conseil canadien des ministres de l'environnement. 2004. Recommandations canadiennes pour la qualité des sols : Environnement et santé humaine : Éthylbenzène (2004). In: Recommandations canadiennes pour la qualité de l'environnement. Winnipeg (Man.) : Conseil canadien des ministres de l'environnement. [consulté en décembre 2009]. Accès : http://ceqg-rcqe.ccme.ca/download/fr/179/

[CDC] Centres for Disease Control and Prevention (États-Unis). 2009. Fourth national report on human exposure to environmental chemicals[en ligne]. Atlanta (GA) : CDC, National Center for Health Statistics. [consulté en octobre 2010]. Accès : http://www.cdc.gov/exposurereport/pdf/FourthReport.pdf

[CDC] Centres for Disease Control and Prevention (États-Unis). 2014. Fourth national report on human exposure to environmental chemicals: updated tables, August, 2014. Atlanta (GA) : CDC, National Center for Health Statistics. [consulté en septembre 2014]. Accès : http://www.cdc.gov/exposurereport/pdf/fourthreport_updatedtables_aug2014.pdf

CH2M Hill Engineering Ltd. 1989. CMHC Kitchener townhouse study of soil gas ventilation as a remedial measure for methane entry into basements. Waterloo (Ont.) : CH2M Hill Engineering Ltd.

Cha, Y.J., Cadwallader, KR. 1995. Volatile components in salt-fermented fish and shrimp pastes. J. Food Sci. 60(1):19-24.

Chan, P.C., Hasemani, J.K., Mahleri, J., Aranyi, C. 1998. Tumor induction in F344/N rats and B6C3F1 mice following inhalation exposure to ethylbenzene. Toxicol. Lett. 99(1):23-32.

Chang, F.-K., Chen, M.-L., Cheng, S.-F., Shih, T.-S., Mao, I.-F. 2007. Dermal absorption of solvents as a major source of exposure among shipyard spray painters. J. Occup. Environ. Med. 49(4):430-436.

Chang FK, Mao IF, Chen ML, Cheng SF. 2011. Urinary 8-hyrdrodeoxyguanosine as a biomarker of oxidative DNA damage in workers exposed to ethylbenzene. Ann Occup Hyg 55(5):519-525.

Charest-Tardif, G., Tardif, R., Krishnan, K. 2006. Inhalation pharmacokinetics of ethylbenzene in B6C3F1 mice. Toxicol. Appl. Pharmacol. 210:63-69.

Chen, C.S., Hseu, Y.C., Liang, S.H., Kuo, J.Y., Chen, S.C.2008. Assessment of genotoxicity of methyl-tert-butyl ether, benzene, toluene, ethylbenzene and xylene to human lymphocytes using comet assay. J. Hazard. Mater.153:351-356.

Chen, X., Zhang, G., Zhang, Q., Chen, H. 2011. Mass concentrations of BTEX inside air environment of buses in Changsha, China. Building and Environment46:421-427.

Cherry, J.A. 1987. Groundwater occurrence and contamination in Canada. Bull. Can. Sci. Halieut. Aquat. 215:387-426.

Chien, Y.-C. 2007. Variations in amounts and potential sources of volatile organic chemical in new cars.Sci. Total Environ. 382:228-239.

Chiesa, L.M., Soncin, S., Panseri, S., Cantoni, C. 2008. Release of ethylbenzene and styrene from plastic cheese containers. Vet. Res. Commun. 32(Suppl. 1):S319-S321.

Chiou, C.T., Porter, P.E., Schmedding, D.W. 1983. Partition equilibria of non-ionic organic compounds between soil organic matter and water. Environ. Sci. Technol. 17(4):227-231.

Chung, T.Y., Hayase, F., Kato, H. 1983. Volatile components of ripe tomatoes and their juices, purées and pastes. Agric. Biol. Chem. 47(2):343-351.

[CICM] Commerce international canadien de marchandises [base de données sur Internet]. 2010. Ottawa (Ont.) : Statistique Canada. [consulté en janvier 2010]. Accès : http://www5.statcan.gc.ca/cimt-cicm/home-accueil;jsessionid=9553402B73A258B9CBF2C8D15D500844?lang=fra

[CICM] Commerce international canadien de marchandises [base de données sur Internet]. 2014. Ottawa (Ont.) : Statistique Canada. [consulté en août 2014]. Accès : http://www5.statcan.gc.ca/cimt-cicm/home-accueil?lang=fra

[CIRC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 2000. Some industrial chemicals. Monographs on ethylbenzene. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. 77:227-241.

Clay, P. 2001. Ethylbenzene: in vivomouse liver unscheduled DNA synthesis assay. Central Toxicology Laboratory Report. CTL/SM0998/REG/REPT. Financé par le Styrenics Steering Committee, Conseil européen des fédérations de l'industrie chimique, Bruxelles (Belgique). [cité dans VCCEP, 2007].

Climie, I.J.G., Hutson, D.H., Stoydin, G. 1983. The metabolism of ethylbenzene hydroperoxide in the rat. Xenobiotica 13:611-618.

Colombie-Britannique. 1988. Environmental Management Act. Hazardous Waste Regulation. Division 6 - Secure landfills. Section 25. Siting requirements. [consulté le 15 juin 2005]. Accès : http://www.qp.gov.bc.ca/statreg/reg/e/envmgmt/envmgmt63%5F88/63_88part1-4.htm#part4_division6

Cometto-Muñiz, J.E., Cain, W.S. 1995. Relative sensitivity of the ocular trigeminal, nasal trigeminal and olfactory systems to airborne chemicals. Chem. Senses 20:191-198.

[CONCAWE] Organisation européenne des compagnies pétrolières pour l'environnement, la santé et la sécurité. 1997. Profil d'exposition : essence [en ligne]. Bruxelles (Belgique) : CONCAWE. [consulté en mars 2011]. Accès : http://www.concawe.be/DocShareNoFrame/docs/1/PNPLNMMBEDPMNCIEDKCMHPJEVEVC7391P3PDB69DWGTD/CEnet/docs/DLS/Rpt_97-52-2003-01970-01-E.pdf

Conestoga Rovers & Associates. 2009. ,Baseline information on major municipal solid waste landfill in Canada. Préparé pour Environnement Canada.

[ConsExpo] Consumer Exposure Model [en ligne]. 2006. Version 4.1. Bilthoven (Pays-Bas) : Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (Institut national néérlandais pour la santé publique et l'environnement). Accès : http://www.rivm.nl/en/healthanddisease/productsafety/ConsExpo.jsp#tcm:13-42840

Cossec B, Cosnier F, Burgart M, Nunge H, Grossmann S. 2010. Glutathione pathway in ethylbenzene metabolism: novel biomarkers of exposure in the rat. Chemosphere 81:1334-1341.

Coty, R.R., Welch, V.A., Ram, S., Singh, J. 1987. Ethylbenzene. In: Ullmann's encyclopedia of industrial chemistry, vol. A 10, 5e éd. Weinheim (Allemagne) : Verlag Chemie. p. 36-43.

Cragg, S.T., Clarke, E.A., Daly, I.W., Miller, R.R., Terrill, J.B., Ouellette, RE. 1989. Subchronic inhalation toxicity of ethylbenzene in mice, rats, and rabbits.Fundam. Appl. Toxicol. 13(3):399-408.

Cruzan, G., Bus, J., Banton, M., Gingell, R., Carlson, G. 2009. Mouse specific lung tumors from CYP2F2-mediated cytotoxic metabolism: an endpoint/toxic response where data from multiple chemicals converge to support a mode of action. Regul. Toxicol. Pharmacol. 55(2):205-18.

Daisey, J.M., Mahanama, K.R.R., Hodgson, A.T. 1994. Toxic volatile organic compounds in environmental tobacco smoke: emission factors for modeling exposures of California populations. Rapport final. Sacramento (CA) : California Air Resources Board, Research Division. Rapport no A133-186.

Daubert, T.E., Danner, R.P. 1985. Data compilation tables of properties of pure compounds. New York (NY) : American Institute of Chemical Engineers. p. 450.

Dean, B.J., Brooks, T.M., Hodson-Walker, G., Hutson, D.H. 1985. Genetic toxicology testing of 41 industrial chemicals. Mutat. Res. 153:57-77. [cité dans PISSC, 1996].

De Celis, R., Feria-Velasco, A., Gonzalez-Unzaga, M., Torres-Calleja, J., Pedron-Nuevo, N. 2000. Semen quality of workers occupationally exposed to hydrocarbons.Fertil. Steril. 73:221-228. [cité dans VCCEP, 2007].

Dennison, J.E., Andersen, M.E., Yang, R.S.H. 2003. Characterization of the pharmacokinetics of gasoline using PBPK modeling with a complex mixtures chemical lumping approach. Inhal. Toxicol. 15:961-986. [cité dans ATSDR, 2010].

[DEPA] Danish Environmental Protection Agency. 2003. Mapping and exposure of chemical substances in Christmas decorations. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 37. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency (mené par Eurofins Intecon Consultancy A/S).

Desideri, P., Lepri, G., Checcini, L., Santianni, D. 1994. Organic compounds in surface and deep Antarctic snow. Int. J. Environ. Anal. Chem. 55:33-46.

[DHM] Direction de l'hygiène du milieu. 1998. Exposure factors for assessing total daily intake of priority substances by the general population of Canada.Rapport interne préliminaire. Ottawa (Ont.) : Bureau des dangers des produits chimiques, Santé Canada.

Diamond Vogel. 2010. Material safety data sheet: high solids miracle glaze urethane [en ligne]. Minneapolis (MN) : Diamond Vogel Paint. [mis à jour le 18 mai 2010; consulté en octobre 2010]. Accès : http://www.diamondvogel.com/prod_msds/LG-0414.pdf

Dirinck, P., Schreyen, L., Schamp, N. 1977. Aroma quality evaluation of tomatoes, apples, and strawberries. J. Agric. Food Chem.25(4):759-763.

DiToro, D.M., Zarba, C.S., Hansen, D.J., Berry, W.J., Swartz, R.C., Cowan, C.E., Pavlou, S.P., Allen, H.E., Thomas, N.A., Paquin, P.R. 1991. Technical basis for establishing sediment quality criteria for nonionic organic chemicals using equilibrium partitioning. Environ. Toxicol. Chem.10:1541-1583.

Dodson, R.E., Levy, J.I., Spengler, J.D., Shine, J.P., Bennett, D.H. 2008. Influence of basements, garages, and common hallways on indoor residential volatile organic compound concentrations. Atmos. Environ. 42:1569-1581.

Donner, M., Maki-Paakkanen, J., Norppa, H., Sorsa, M., Vainio, H. 1980. Genetic toxicology of xylenes.Mutat. Res. 74:171-172. [cité dans PISSC, 1996].

[Dow] The Dow Chemical Company. 2009. Product safety assessment: Dow™ ethylbenzene [en ligne]. Form No. 233-00283-MM-0409. [consulté en janvier 2010]. Accès : http://www.dow.com/PublishedLiterature/dh_0272/0901b80380272cb0.pdf? filepath=productsafety/pdfs/noreg/233-00283.pdf&fromPage=GetDoc

Durst, G.L., Laperle, E.A. 1990. Styrene monomer migration as monitored by purge and trap gas chromatography and sensory analysis for polystyrene containers. J. Food Sci. 55:522-524. [cité dans Tang et al., 2000].

Dynamac Corporation. 1986. Information review ethylbenzene. Rockville (MD) (IR-478).

[ECETOC] Centre d'écologie et de toxicologie de l'industrie chimique européenne. 1986. Joint assessment of commodity chemicals no. 7 ethylbenzene CAS: 100-41-4. Bruxelles (Belgique) : Centre d'écologie et de toxicologie de l'industrie chimique européenne. 61 p.

[ECHA] Agence européenne des produits chimiques. 2008. Guidance on information requirements and chemical safety assessment Part D: Exposure scenario building May2008 (version 1.1) Guidance on the implementation of REACH [en ligne]. [consulté en juillet 2011]. Accès : http://echa.europa.eu/documents/10162/13632/information_requirements_part_d_fr.pdf

[ECOTOX] ECOTOXicology database [base de données sur Internet]. 2006. Version 4. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office ofResearch and Development, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division. Accès : http://cfpub.epa.gov/ecotox

Eggert, T., Bødker, J., Hansen, O.C. 2002. Chemical ingredients in candles sold in Danish retail shops. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 6 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency. [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www.mst.dk/NR/rdonlyres/4DBF68B7-77DD-4D13-8911-B42581EBACCC/0/lys_uk.pdf

Eggert, T., Hansen, O.C. 2004. Survey and emissions of chemical substances from incense. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 39 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency. [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www.mst.dk/NR/rdonlyres/1DBB5B30-34F9-4F9D-BD0E-D8EA4A88118D/0/39.pdf

Egmose, K., Pors, J. 2005. Survey of chemical substances in textile colorants. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 58 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency. [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www2.mst.dk/Udgiv/publications/2005/87-7614-677-4/pdf/87-7614-678-2.pdf

Ehret-Henry, J., Ducruet, V., Luciani, A., Feigenbaum, A. 1994. Styrene and ethylbenzene migration from polystyrene into dairy products by dynamic purge-and-trap gas chromatography. J. Food Sci. 59(5):990-992.

El Masry, A.M., Smith, J.N., Williams, R.T. 1956. The metabolism of alkylbenzenes: n-Propylbenzene and n-butylbenzene with further observations on ethylbenzene. Biochem. J. 64:50-56.

Elovaara, E., Engstrom, K., Nickels, J., Aitio, A., Vainio, H. 1985. Biochemical and morphological effects of long-term inhalation exposure of rats to ethylbenzene.Xenobiotica 15:299-308. [cité dans PISSC, 1996].

Engelhardt, G. 2006. In vivomicronucleus test in mice with 1-phenylethanol. Arch. Toxicol. 80:868-872.

[ENS] Environment News Service. 2011. Toxic Diesel Fuel Used Without Permits in Fracking Operations.[consulté le 26 septembre 2011]. Accès : http://www.ens-newswire.com/ens/feb2011/2011-02-04-092.html

Environnement Canada. 1988. Atlantic Region Federal-Provincial toxic chemical survey of municipal drinking water sources 1985-1988.

Environnement Canada. 1989. Atlantic Region Federal-Provincial toxic chemical survey of municipal drinking water sources. Data summary report, Province of New Brunswick, 1985-1988. Direction générale des eaux intérieures, Direction de la qualité des eaux. IWD-AR-WQB-89-155.

Environnement Canada. 2001. Données pour certaines substances recueillies en vertu de l'article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) et de l'Avis concernant certaines substances inscrites sur la Liste intérieure de substances (LIS). Données préparées par Environnement Canada, Programme des substances existantes.

Environnement Canada. 2004. Benzène, éthyl- (éthylbenzène) (n° CAS 100-41-4). Rapport de l'article 71 de la LCPE. Avis concernant certaines substances inscrites sur la Liste intérieure de substances (LIS). Division des substances existantes, Environnement Canada. Novembre 2004 (Version 2.0).

Environnement Canada. 2009. Réseau national de surveillance de la pollution de l'air : Quarante ans de surveillance et d'évaluation de la qualité de l'air [en ligne]. Gatineau (Qc) : Environnement Canada. [consulté le 10 juin 2011]. Accès : http://publications.gc.ca/collections/collection_2009/ec/En84-72-2009F.pdf

Environnement Canada. 2011a. NSPA données brutes annuelles [en ligne]. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Centre de technologie environnementale. [consulté en juin 2011]. Accès : http://www.etc-cte.ec.gc.ca/NapsAnnualRawData/Default.aspx? ReturnUrl=%2fNapsAnnualRawData%2fMain.aspx [réserve de consultation]

Environnement Canada. 2011b. Les eaux souterraines [en ligne]. Gatineau (Qc) : Environnement Canada. [créé le 9 janvier 2007; dernière mise à jour le 15 février 2011; consulté le 14 mars 2011]. Accès : http://www.ec.gc.ca/eau-water/default.asp?lang=Fr&n=300688DC-1&printfullpage=true&nodash=1

Environnement Canada. 2013. Inventaire national des rejets de polluants [base de données sur Internet]. Gatineau (Qc) : Environnement Canada. [consulté le 6 mai 2013]. Accès : http://www.ec.gc.ca/inrp-npri/default.asp?lang=Fr&n=4A577BB9-1

Environnement Canada. 2014. NSPA données brutes annuelles. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Centre de technologie environnementale. [consulté en août 2014]. Accès : http://maps-cartes.ec.gc.ca/rnspa-naps/data.aspx?lang=fr

Enviro-Test Laboratories. 1991. Cayley background study: analysis of food products for target organic and inorganic parameters. Série : 91-E1208. Rapport rédigé aux termes d'un contrat de la Section sur les déchets dangereux, Direction de l'hygiène du milieu, Santé et Bien-être social Canada, Ottawa (Ont.)

Enviro-Test Laboratories. 1992. Windsor area background study: analysis of food products for target organic and inorganic parameters. Rapport rédigé aux termes d'un contrat de la Section sur les déchets dangereux, Direction de l'hygiène du milieu, Santé et Bien-être social Canada, Ottawa (Ont.)

Enviro-Test Laboratories. 1993. Ville-Mercier background study: analysis of food products for target organic and inorganic parameters. Rapport rédigé aux termes d'un contrat de la Section sur les déchets dangereux, Direction de l'hygiène du milieu, Santé et Bien-être social Canada, Ottawa (Ont.)

[EPA] Ethylbenzene Producers Association. 1986a. A four day inhalation study of ethylbenzene in the rat, mouse, and rabbit. Ethylbenzene Producers Association. Présenté à l'Environmental Protection Agency des États-Unis en vertu de l'article 8(d) de la Toxic Substances Control Act. OTS0513170.

[EPA] Ethylbenzene Producers Association. 1986b. A four week inhalation study of ethylbenzene in the rat, mouse, and rabbit. Ethylbenzene Producers Association. Présenté à l'Environmental Protection Agency des États-Unis en vertu de l'article 8(d) de la Toxic Substances Control Act. OTS0513173.

[EQC] Equilibrium Criterion Model. 2003. Version 2.02. Peterborough (Ont.) : Université Trent, Canadian Environmental Modelling Centre. Accès : http://www.trentu.ca/academic/aminss/envmodel/models/EQC2.html

ESG International, Inc. 2002. Quantification of the exposure concentrations and toxicity of BTEX compounds in soil. Rapport no G1603. Juin 2002. Rapport préparé pour le Groupe de travail sur les recommandations pour la qualité du sol du Conseil canadien des ministres de l'environnement. Guelph (Ont.) : ESG International, Inc. [cité dans CME, 2004].

Esteve-Turillas, F.A., Pastor, A., de la Guardia, M. 2007. Assessing air quality inside vehicles and at filling stations by monitoring benzene, toluene, ethylbenzene and xylenes with the use of semipermeable devices. Anal. Chim. Acta. 593:108-116.

[ESUTC] Enquête de surveillance de l'usage du tabac au Canada. 2008. Tableaux supplémentaires, Enquête de surveillance de l'usage du tabac au Canada, annuelle, 2008 [en ligne]. [consulté en janvier 2011]. Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/hc-ps/tobac-tabac/research-recherche/stat/_ctums-esutc_2008/ann-table1-fra.php

[EURAR] Rapport d'évaluation des risques de l'Union européenne. 2007. CAS: 100-41-4: Ethylbenzene: environmental part only [en ligne]. Luxembourg (Luxembourg) : Office des publications officielles des Communautés européennes. Report No.: R057_0704_ENV.DOC. [consulté en janvier 2010]. 106 p. [en page couverture, Centre commun de recherche de la Commission européenne]. Accès : http://esis.jrc.ec.europa.eu/doc/existing-chemicals/risk_assessment/REPORT/ethylbenzenereport057.pdf

Faber, W.D., Roberts, L.S.G., Stump, D.G., Tardif, R., Krishnan, K., Tort, M., Dimond, S., Dutton, D., Moran, E., Lawrence, W. 2006. Two generation reproduction study of ethylbenzene by inhalation in Crl-CD rats. Birth Defects Res. B Dev. Reprod. Toxicol. 77(1):10-21.

Faber, W.D., Roberts, L.S.G., Stump, D.G., Beck, M., Kirkpatrick, D., Regan, K.S., Tort, M., Moran, E., Banton, M. 2007. Inhalation developmental neurotoxicity study of ethylbenzene in Crl-CD rats. Birth Defects Res. B Dev. Reprod. Toxicol. 80:34-48.

[FAP] Fort Air Partnership. 2010. Fort Air Partnership ambient air monitoring network 2009. Annual technical report: network and data summary. Fort Saskatchewan (Alb.) : Fort Air Partnership.

Feilberg, A., Tønning, K., Jacobsen, E., Hemmersam, A.G., Søborg, I., Cohr, K.H. 2008. Survey and health assessment of possible health hazardous compounds in proofing sprays. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 98 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency. [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www2.mst.dk/udgiv/publications/2008/978-87-7052-837-5/pdf/978-87-7052-838-2.pdf

Fellin, P., Barnett, S.E., Tran, Q.A. 1992. Results of a national pilot survey of airborne volatile organic compounds in Canadian residences. Rapport inédit. Downsview (Ont.) : Concord Environmental. Rédigé pour Santé et Bien-être social Canada.

Fishbein, L. 1985. An overview of environmental and toxicological aspects of hydrocarbons. IV. Ethylbenzene. Sci. Total Environ. 44:269-287.

[FLL] Fuels and Lubricants Laboratory. 2008. Gasoline and diesel compositional analysis. Edmonton (Alb.) : Fuels and Lubricants Laboratory, Alberta Research Council. Rédigé pour Environnement Canada, Edmonton (Alb.)

FracFocus. 2013. Chemical Disclosure Registry. Accès : http://fracfocus.ca/

Frantik, E., Hornychova, M., Horvath, M. 1994. Relative acute neurotoxicity of solvents: isoeffective air concentrations of 48 compounds evaluated in rats and mice.Environ. Res. 66:173-185.

Gagnaire, F., Langlais, C. 2005. Relative ototoxicity of 21 aromatic solvents. Arch. Toxicol.79(6):346-354.

Gagnaire, F., Langlais, C., Grossmann, S., Wild, P. 2007. Ototoxicity in rats exposed to ethylbenzene and to two technical xylene vapours for 13 weeks. Arch. Toxicol. 81(2):127-143.

Galassi, S., Mingazzini, M., Vigano, L., Cesareo, D., Tosato, M.L. 1988. Approaches to modeling toxic responses of aquatic organisms to aromatic hydrocarbons.Ecotoxicol. Environ. Saf. 16(2):158-169.

Gerarde, H.W. 1960. In: Browning, E. (éd.) Toxicology and biochemistry of aromatic hydrocarbons. Elsevier monographs on toxic agents. New York (NY) : Elsevier. [cité dans VCCEP, 2007].

Gerarde, H.W. 1963. The aromatic hydrocarbons. Chap. XXX. In: Patty, F.A. (éd.) Industrial hygiene and toxicology. Vol. II. 2e éd. rév. New York (NY) : Interscience Publishers. p. 1219-1240.

German Chemical Society. 1997. Ethylbenzene. BUA Report 178. Weinheim (Allemagne) : GDCh-Advisory Committee on Existing Chemicals of Environmental Relevance (BUA). S. Hirzel Wissenschaftliche Verlagsgesellschaft.

Gibson, D.P., Brauninger, R., Shaffu, H.S., Kerckaert, G.A., LeBoeuf, R.A., Isfort, R.J., Aardema, M.J. 1997. Induction of micronuclei in Syrian hamster embryo cell: comparison to results in SHE cell transformation assay for National Toxicology Program test chemicals. Mutat. Res.392(1-2):61-70.

Glensvig, D., Ports, J. 2006. Mapping of perfume in toys and children's articles. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 68 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency. [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www2.mst.dk/udgiv/Publications/2006/87-7052-018-6/pdf/87-7052-019-4.pdf

Gòrna-Binkul, A., Keymeulen, R., Van Langenhove, H., Buszewski, B. 1996. Determination of monocyclic aromatic hydrocarbons in fruit and vegetables by gas chromatography-mass spectrometry. J. Chromatogr. A 734:297-302.

Goss, M.J., Barry, D.A.J., Rudolph, D.L. 1998. Contamination in Ontario farmstead domestic wells and its association with agriculture: 1. Results from drinking water wells. J. Contam. Hydrol. 32(3-4):267-293.

Grabbs, J.S., Corsi, R.L., Torres, V.M. 1999. A screening assessment of volatile organic compounds in the interior of new automobiles. Présenté lors de la First NSF International Conference on Indoor Air Health, du 3 au 5 mai 1999, Denver (CO). p. 119-128.

Graham, L.A., Noseworthy, L., Fugler, D., O'Leary, K., Karman, D., Grande, C. 2004. Contribution of vehicle emissions from an attached garage to residential indoor air pollution levels. Air & Waste Manage. Assoc.54:563-584.

Gramshaw, J.W., Vandenburg, H.J. 1995. Compositional analysis of samples of thermoset polyester and migration of ethylbenzene and styrene from thermoset polyester into pork during cooking. Food Addit. Contam.12(2):223-234.

Great Lakes Commission. 2004. 2001 Inventory of toxic air emissions: point, area, and mobile sources.Rapport présenté à l'Environmental Protection Agency des États-Unis. Ann Arbor (MI) : Great Lakes Commission.

Great Lakes Commission. 2006. 2002 Inventory of toxic air emissions for the Great Lakes Region [en ligne]. Rapport présenté à l'Environmental Protection Agency des États-Unis. Ann Arbor (MI) : Great Lakes Commission. [consulté en avril 2011]. Accès : http://www.glc.org/air/inventory/2002/2002report_Full.pdf

Haddad, S., Béliveau, M., Tardif, R., Krishnan, K. 2001. A PBPK modeling-based approach to account for interactions in the health risk assessment of chemical mixtures. Toxicol. Sci. 63:125-131.

Hannah, S.A., Austern, B.M., Eralp, A.E., Wise, R.H. 1986. Comparative removal of toxic pollutants by six wastewater treatment processes. J. Water Pollut. Control Fed. 58:27-34.

Hansen, J., Hansen, O.C., Pommer, K. 2004. Release of chemical substances from tents and tunnels for children. Mapping of Chemical Substances in Consumer Products, No. 46 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency. [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www.mst.dk/NR/rdonlyres/26E770C9-2FFB-4059-BD1B-139D6D373C85/0/46.pdf

Hansen, O.C., Eggert, T. 2003. Survey, emission and evaluation of volatile organic chemicals in printed matter. Survey of Chemical Compounds in Consumer Products, No. 36 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency. [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www.mst.dk/NR/rdonlyres/C2C6FC89-9584-4757-A286-B6D6DFCB571A/0/36.pdf

Hansen, P.L., Tønning, K., Malmgren-Hansen, B., Jacobsen, E. 2008. Survey and health assessment of chemical substances in hobby products for children. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 93 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency. [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www2.mst.dk/udgiv/publications/2008/978-87-7052-763-7/pdf/978-87-7052-764-4.pdf

Hard, G.C. 2002. Significance of the renal effects of ethyl benzene in rodents for assessing human carcinogenic risk. Toxicol. Sci. 69:30-41.

Hard, G.C., Seely, J.C. 2005. Recommendations for the interpretation of renal tubule proliferative lesions occurring in rat kidneys with advanced chronic progressive nephropathy (CPN). Toxicol. Pathol. 33:641-649.

Hard, G.C., Banton, M.I., Bretzlaff, R.S., Dekant, W., Fowles, J.R., Mallett, A.K., McGregor, D.B., Roberts, K.M., Sielken Jr, R.L., Valdez-Flores, C., Cohen, S.M. 2013. Consideration of rat chronic progressive nephropathy in regulatory evaluations for carcinogenicity. Toxicol. Sci. 132(2):268-75.

Hard, G.C., Betz, L.J., Seely, J.C. 2012. Association of advanced chronic nephropathy (CPN) with renal tubule tumdors and precursor hyperplasia in control F344 rats from two-year carcinogenicity studies. Toxicol Pathol.DOI:10.1177/0192623311431948. Accès: http://tpx.sagepub.com/content/early/2012/01/30/0192623311431948

Hard, G.C., Johnson, K.J., Cohen, S.M. 2009. A comparison of rat chronic progressive nephropathy with human renal disease – implications for human risk assessment. Crit. Rev. Toxicol. 39(4):332-346.

Hardin, B.D., Bond, G.P., Sikov, M.R., Andrew, F.D., Beliles, R.P., Niemeier, R.W. 1981. Testing of selected workplace chemicals for teratogenic potential. Scand. J. Work Environ. Health 7(Suppl. 4):66-75. [cité dans PISSC, 1996].

Harton, E.E., Rawl, R.R. 1976. Toxicological and skin corrosion testing of selected hazardous chemicals.Rédigé pour l'Office of Hazardous Materials Operation, U.S. Department of Transportation, Washington (DC). (NTIS Report No. PB264-975). [cité dans Dynamac Corporation, 1986].

Hempel, G., Rüdt, U. 1988. Bestimmung von monomeren flüchtigen Anteilen in Polystyrol und Styrol-Misch- und Pfropfpolymerisaten. Dtsch. Levensm. Rdsch. 84:239-242. [cité dans Tang et al., 2000].

Henderson, L., Brusick, D., Ratpan, F., Veenstra, G. 2007. A review of the genotoxicity of ethylbenzene. Mut. Res. 635:81-89.

Henkel. 2008. Material Safety Data Sheet: Quad advanced formula sealant [en ligne]. Mentor (OH) : Henkel Corporation. [consulté en octobre 2010]. Accès : http://www.osipro.com/msds/quad_clear_msds.pdf

Henkel. 2009. Technical Data Sheet: QUAD® advanced formula sealant [en ligne]. Avon (OH) : Henkel Corporation. [consulté en octobre 2010]. Accès : http://www.osipro.com/tds/quad-tds.pdf

[HENRYWIN] Henry's Law Constant Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2008. Version 3.20. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Héroux, M.-È., Gauvin, D., Gilbert, N.L., Guay, M., Dupuis, G., Legris, M., Lévesque, B. 2008. Housing characteristics and indoor concentrations of selected volatile organic compounds (VOCs) in Quebec City, Canada. Indoor Built Environ. 17(2):128-137.

Ho, D.X., Kim, K.-H., Sohn, J.R., Oh, Y.H., Ahn, J.-W. 2011.Emission rates of volatile organic compounds released from newly produced household furniture products using a large-scale chamber testing method. The Scientific World Journal 11:1597-1622.

Holz, O., Scherer, G., Brodtmeier, S., Koops, F., Wamcke, K., Krause, T., Austen, A., Angerer, J., Tricker, A.R., AdIkofer, F., et al. 1995. Determination of low level exposure to volatile aromatic hydrocarbons and genotoxic effects in workers at a styrene plant. Occup. Environ. Med.52:420-428.

Home Hardware. 2013. Material Safety Data Sheet: Beauti-tone Enamel Forest Green Aerosol [en ligne]. Burford (Ont.) : Home Hardware Stores Limited. [consulté en février 2013]. Accès : http://msds.homehardware.ca/OpenRepositoryFile.asp? s=139441&v=4

Howard, P.H. 1989. Handbook of environmental fate and exposure data for organic chemicals. Vol. 1. Large production and priority pollutants. Chelsea (MI) : Lewis Publishers. p. 325-334.

Howard, P.H. 1991. Handbook of environmental degradation rates. Chelsea (MI) : Lewis Publishers. p. 340-341.

[HPD] Household Products Database [base de données sur Internet]. 2011. Ethylbenzene (n° CAS 100-41-4). Bethesda (MD) : National Library of Medicine (États-Unis). [révisé en octobre 2011; consulté le 6 décembre 2012]. Accès : http://householdproducts.nlm.nih.gov/cgi-bin/household/brands? tbl=chem&id=271&query=100-41-4&searchas=TblChemicals

[HSDB] Hazardous Substances Data Bank [base de données sur Internet]. 1983-. Ethylbenzene CAS No. 100-41-4. Bethesda (MD) : National Library of Medicine (États-Unis). [mis à jour le 7 juillet 2005; consulté en décembre 2009]. Accès : http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?HSDB

Huff, J., Chan, P., Melnick, R. 2010. Clarifying carcinogenicity of ethylbenzene. Regul. Toxicol. Pharmacol. 58:167-169.

Hulin M, Caillaud D, Annesi-Maesano I. 2010. Indoor air pollution and childhood asthma : variations between urban and rural areas. Indoor Air 20:502-514.

ICI Paints. 2010. Fiche signalétique : 200 Xpert Jammer Prim. Concord (Ont.) : ICI Paints (Canada) et Akzo Nobel Paints LLC. [consulté en février 2013]. Accès : http://www.duspec.com/DuSpec2/document/DocumentDisplayController.htm?documentId=11153

Ivanov, S.V. 1962. Toxicity of ethylbenzene. Tr. Voronezh. Gos. Med. Inst.47:80. [cité par l'intermédiaire de la International Uniform Chemical Information Database (IUCLID) dans Dynamac Corporation, 1986].

Jackson, R.E., Patterson, R.J., Graham, B.W., Bahr, J., Belanger, D., Lockwood, J., Priddle, M. 1985. Contaminant hydrogeology of toxic organic chemicals at a disposal site, Gloucester, Ontario. 1. Chemical concepts and site assessment. Publication no 23 de l'Institut national de recherches hydrologiques. Direction générale des eaux intérieures. Scientific Series No. 141. Ottawa (Ont.) : Environnement Canada, Direction générale des eaux intérieures, Institut national de recherches hydrologiques.

Japon. 2004. Surveyed chemical substances and their detected levels in the environment (a cumulative list for fiscal year 1974-2003) [en ligne]. Tokyo (Japon) : Environmental Health and Safety Division, ministère de l'Environnement. [consulté en février 2010]. Accès : http://www.env.go.jp/chemi/kurohon/en/http2004e/03-cie/summary2004.pdf

Jenkin, M.E., Saunders, S.M., Wagner, V., Pilling, M.J. 2003. Protocol for the development of the master chemical mechanism, MCM v3 (Part B): tropospheric degradation of non-aromatic volatile organic compounds. Atmos. Chem. Phys. 3:1861-1893.

Jo, W.-K., Lee, J.-H., Kim, M.-K. 2008. Head-space, small-chamber and in-vehicle tests for volatile organic compounds (VOCs) emitted from air freshners for the Korean market. Chemosphere 70:1827-1834.

Kamlet, M.J., Doherty, R.M., Abraham, M.H., Marcus, Y., Taft, R.W. 1988. Linear solvation energy relationship. 46. An improved equation for correlation and prediction of octanol/water partition coefficients of organic nonelectrolytes (including strong hydrogen bond donor solutes). J. Phys. Chem. 92(18):5244-5255.

Kappeler, T., Wuhrmann, K. 1978. Microbial degradation of the water-soluble fraction of gas oil - 1. Water Res. 12:327-333.

Karmen, D., Graham, L. 2002. Measurement and modelling of motor vehicle related air toxics along urban streets. Health Canada Toxic Substances Research Initiative Project#55.Rapport final mai 2001. [révisé en novembre 2002]. Ottawa (Ont.) : Université Carleton et Environnement Canada. 38 p.

Kennedy, S.M., Copes, R., Henderson, S., Na, S., MacKay, C. 2002. Air emissions from the Chevron North Burnaby Refinery, human health impact assessment. Rapport final [en ligne]. Vancouver (C.-B.) : UBC School of Occupational and Environmental Hygiene. [consulté en octobre 2010]. Accès : http://www.cher.ubc.ca/PDFs/burnaby2.pdf

Kerckaert, G.A., Brauninger, R., LeBoeuf, R.A., Isfort, R.J. 1996. Use of the Syrian hamster embryo cell transformation assay for carcinogenicity prediction of chemicals currently being tested by the National Toxicology Program in rodent bioassays. Environ. Health Perspect.104(Suppl. 5):1075-1084.

Kim, Y.M., Harrad, S., Harrison, R.M. 2001. Concentrations and sources of VOCs in urban domestic and public microenvironments. Environ. Sci. Technol.35:997-1004.

Kligman, A.M. 1974. Report to RIFM (1974). Cité dans Opdyke D.L.J. 1975. Ethylbenzene. Food Cosmet. Toxicol. 13:803-804. [cité dans ECETOC, 1986].

[KOCWIN] Organic Carbon - Water Partition Coefficient Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2008. Version 2.00. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Komex International Ltd. 2002. Derivation of revised benzene, toluene, ethylbenzene, and xylenes soil guidelines. Préparé par Komex International Ltd. pour le Groupe de travail sur les recommandations pour la qualité du sol du Conseil canadien des ministres de l'environnement. Calgary (Alb.) : Komex International Ltd. [cité dans CCME, 2004].

Korzite. 2012. Material Safety Data Sheet: SR/CCCSC [en ligne]. Guelph (Ont.) : Korzite Coatings Inc. [consulté en juin 2013]. Accès : http://www.stonesaver.ca/documents/pdf/msds_concrete_sealer1.pdf  

[KOWWIN] Octanol-Water Partition Coefficient Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2008. Version 1.67. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Leddy, M.B., Phipps, D.W., Ridgway, H.F. 1995. Catabolite-mediated mutations in alternate toluene degradative pathways in Pseudomonas putida. J. Bacteriol. 177(16):4713-4720.

Lee, S.C., Lam, S., Fai, H.K. 2001. Characterization of VOCs, ozone, and PM10 emissions from office equipment in an environmental chamber. Building Environ. 36:837-842.

Lesage, S., Jackson, R.E., Priddle, M.W., Riemann, P.R. 1990a. Occurrence and fate of organic solvent residues in anoxic groundwater at the Gloucester landfill, Canada. Environ. Sci. Technol. 24:559-566.

Lesage, S., Ritch, J.K., Treciokas, E.J. 1990b. Characterisation of groundwater contaminants at Elmira, Ontario, by thermal desorption, solvent extraction GC-MS and HPLC. Water Pollut. Res. J. Can. 25(3):275-292.

Lesage, S., Jackson, R.E., Priddle, M., Beck, P., Raven, K.G. 1991. Investigation of possible contamination of shallow ground water by deeply injected liquid industrial wastes. Ground Water Monit. Rev. 11:151-159.

Lesage, S., McBride, R.A., Cureton, P.M., Brown, S. 1993. Fate of organic solvents in landfill leachates under simulated field conditions and in anaerobic microcosms. Waste Manag. Res. 11:215-226.

Lesage, S., Xu, H., Novakowski, K.S. 1997. Distinguishing natural hydrocarbons from anthropogenic contamination in ground water. Ground Water35(1):149-160.

Levoic, K.W., Sheldon, L.S., Whitaker, D.A., Hetes, R.G., Cacagni, J.A., Baskir, J.N. 1996. Measurement of indoor air emissions from dry-process photocopy machines.J. Air Waste Manag. Assoc. 46:821-829.

Levoic, K., Whitaker, D., Northeim, C., Sheldon, L. 1998. Evaluation of a test method for measuring indoor air emissions from dry-process photocopiers. J. Air Waste Manag. Assoc. 48:915-923.

Lewis, R.J. Sr. (éd.) 1992. Sax's dangerous properties of industrial materials. 8e éd. New York (NY) : Van Nostrand Reinhold. p. 1579. [cité dans NTP, 1999].

Li, A.A., Maurissen, J.P.J., Barnett, J.F. Jr, Foss, J., Freshwater, L., Garman, R.H., Peachee, V.L., Hong, S.J., Stump, D.G., Bus, J.S. 2010. Oral gavage subchronic neurotoxicity and inhalation subchronic immunotoxicity studies of ethylbenzene in the rat. Neurotoxicology31:247-258.

Lide, D.R., Haynes, W.M. (éd.) 2010. CRC handbook of chemistry and physics. 90e éd. [version en ligne, 2010]. Physical constants of organic compounds [en ligne]. Section 3:238. [consulté en décembre, 2009]. Accès : http://www.hbcpnetbase.com/

Lim, S.K., Lee, B.M., Han, E.Y., Bae, J.Y., Ahn, I.Y., Kwon, M.J., Kim, S.M., Cho, M.C. 2011. Analysis of benzene, toluene, ethylbenzene, and xylene (BTEX) by GC/MS in consumer products in Korea. Abstracts/Toxicology Letters 205S:S180-S300.

Lock, E.A., Hard, G.C. 2004. Chemically induced renal tubule tumors in the laboratory rat and mouse: review of the NCI/NTP database and categorization of renal carcinogens based on mechanistic information. Crit. Rev. Toxicol. 34(3):211-299.

Lockhart, W.L., Metner, D.A., Murray, D.A.J., Danell, R.W., Billeck, B.N., Baron, C.L., Muir, D.C.G., Chang-Kue, K.1989. Studies to determine whether the condition of fish from the lower Mackenzie River is related to hydrocarbon exposure. Environmental Studies 61. Ottawa (Ont.) : Affaires autochtones et Développement du Nord Canada.

Lockhart, W.L., Wagemann, R., Tracey, B., Sutherland, D., Thomas, D.J. 1992. Presence and implications of chemical contaminants in the freshwater of the Canadian Arctic. Sci. Total Environ. 122(1/2):165-243.

López, P., Batlle, R., Salafranca, J., Nerín, C. 2008. Efficiency of whole and skimmed powdered milk for trapping volatile compounds released from plastic containers in high-temperature applications. J. Food Prot.71(9):1889-1897.

Lovegren, N.V., Fisher, G.S., Legendre, M.G., Schuller, W.H. 1979. Volatile constituents of dried legumes. J. Agric. Food Chem. 27(4):851-853.

Lu, B.Q., Zhen, Z.H. 1989. Health standards for ethylbenzene in the air of workplaces. Beijing (Chine) : Chinese Academy of Preventive Medicine, Institute of Occupational Medicine (en chinois). [cité dans VCEEP, 2007].

Ludzak, F.J., Ettinger, M.B. 1963. Biodegradation of organic chemicals isolated from rivers. Engl. Bull. Ext. Service No. 115. West Lafayette (IN) : Université Purdue. p. 278-282. [cité dans Aronson et al., 1999].

Mabey, W.R., Smith, J.H., Podoll, R.T., Johnson, H.L., Mill, T., Chou, T.W., Gates, J., Waight Partridge, I., Jaber, H., Vandenberg, D. 1982. Aquatic fate process data for organic priority pollutants. EPA-440/4-81-014. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis.

Mackay, D., Shiu, W.Y., Sutherland, R.P. 1979. Determination of air-water Henry's law constants for hydrophobic pollutants. Environ. Sci. Technol.13(3):333-337.

MacLean, M.M., Doe, K.G. 1989. The comparative toxicity of crude and refined oils to Daphnia magna and Artemia. Rapport inédit d'Environnement Canada EE-111. Ottawa (Ont.) : Direction de la protection de l'environnement, Centre de technologie environnementale de River Road.

MacRitchie, S.M., Pupp, C., Grove, G., Howard, K.W.F., Lapcevic, P. 1994. Groundwater in Ontario; hydrogeology, quality concerns, management. Collection de l'Institut national de recherches hydrologiques, no CS-94011. Burlington (Ont.) : Environnement Canada, Institut national de recherches hydrologiques.

Malmgren-Hansen, B., Olesen, S., Pommer, K., Funch, L.W., Pedersen, E., Willum, O., Olsen, S. 2003. Emission and evaluation of chemical substances from selected electrical and electronic products. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 32 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www.mst.dk/NR/rdonlyres/F6F58F52-2D13-48DC-B7B2-71A58387AC57/0/32.pdf

Maltoni, C., Conti, B., Cotti, G., Belpoggi, F. 1985. Experimental studies on benzene carcinogenicity at the Bologna Institute of Oncology: current results and ongoing research. Am. J. Ind. Med. 7:415-446. [cité dans PISSC, 1996].

Maltoni, C., Ciliberti, A., Pinto, C., Soffritti, M., Belpoggi, F., Menarini, L. 1997. Results of long-term experimental carcinogenicity studies of the effects of gasoline, correlated fuels, and major gasoline aromatics on rats.Ann. NY Acad. Sci. 837:15-52. [cité dans OEHHA, 2007].

Masten, L.W., Boeri, R.L., Walker, J.D. 1994. Strategies employed to determine the acute aquatic toxicity of ethyl benzene, a highly volatile, poorly water-soluble chemical. Ecotoxicol. Environ. Saf. 27:335-348.

McGregor, D.B., Brown, A., Cattanach, P., Edwards, I., McBride, D., Riach, C., Caspary, W.J. 1988. Responses of the L5178Y tk+/tk- mouse lymphoma cell forward mutation assay: III. 72 coded chemicals. Environ. Mol. Mutagen. 12:85-154. [cité dans PISSC, 1996].

[MEEO] Ministère de l'Environnement et de l'Énergie de l'Ontario. 1993. Ontario typical range of chemical parameters in soil, vegetation, moss bags and snow. Toronto(Ont.) : Imprimeur de la Reine pour l'Ontario. [consulté en décembre 2009]. Accès : http://www.ene.gov.on.ca/envision/sudbury/ontario_typical_range/index.htm

Mellert, W., Deckhardt, K., Kaufmann, W., van Ravenzwaay, B. 2007. Ethylbenzene: 4- and 13-week rat oral toxicity. Arch. Toxicol. 81:361-370.

Melnick, R.L., Burns, K.M., Ward, J.M., Huff, J. 2012. Chemically exacerbated chronic progressive nephropathy not associated with renal tubular tumor induction in rats: An evaluation based on 60 carcinogenicity studies by the national toxicology program. Toxicol. Sci.128(2):346-356.

Melnick, R.L., Ward, J.M., Huff, J. 2013. War on carcinogens: industry disputes human relevance of chemicals causing cancer in laboratory animals based on unproven hypotheses, using kidney tumors as an example. Int. J. Occup. Environ. Health 19(4):255-60.

Meyer-Monath, M., Beaumont, J., Morel, I., Rouget, F., Tack, K., Lestremau, F. 2014. Analysis of BTEX and chlorinated solvents in meconium by headspace-solid-phase microextraction gas chromatography coupled with mass spectrometry. Anal. Bioanal. Chem. 406:4481-4490.

Midorikawa, K., Uchida, T., Okamoto, Y., Todab, C., Sakaib, Y., Uedab, K., Hirakua, Y., Murataa, M., Kawanishia, S., Kojimab, N. 2004. Metabolic activation of carcinogenic ethylbenzene leads to oxidative DNA damage. Chem. Biol. Interact. 150:271-281.

Mikkelsen, S.H., Havelund, S., Mogensen, A.S., Stuer-Lauridsen, F. 2005. Survey and assessments of chemical substances in glass and porcelain colours. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 59 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www2.mst.dk/Udgiv/publications/2005/87-7614-716-9/pdf/87-7614-717-7.pdf

Miller, L., Xiaohuong, X., Luginaah, I. 2009. Spatial variability of volatile organic compound concentrations in Sarnia, Ontario, Canada. J. Toxicol. Environ. Health A 72:610-624.

Min, D.B.S., Ina, K., Peterson, R.J., Chang, S.S. 1979. Preliminary identification of volatile flavor compounds in the neutral fraction of roast beef. J. Food Sci. 44:639-642.

Mintz, R., McWhinney, R.D. 2008. Characterization of volatile organic compound emission sources in Fort Saskatchewan, Alberta using principal component analysis. J. Atmos. Chem. 60:83-101.

Mohtashamipur, E., Norpoth, K., Woelke, U., Huber, P. 1985. Effects of ethylbenzene, toluene, and xylene on the induction of micronuclei in bone marrow polychromatic erythrocytes of mice. Arch. Toxicol. 58(2):106-109.

Molnar, J., Katalin, A., Naray, M. 1986. Changes in the rat's motor behaviour during 4-hr inhalation exposure to prenarcotic concentrations of benzene and its derivatives.Acta Physiol. Hung. 67(3):349-354. [cité dans VCCEP, 2007].

Morgan, D.L., Cooper, S.W., Carlock, D.L., Sykora, J.J., Sutton, B., Mattie, D.R., McDougal, J.N. 1991. Dermal absorption of neat and aqueous volatile organic chemicals in the Fischer 344 rat. Environ. Res. 55:51-63.

Moscato, G., Biscaldi, G., Cottica, D., Pugliese, F., Candura, S., Candura, F. 1987. Occupational asthma due to styrene: two case reports. J. Occup. Med.29:957-960.

[MPBPWIN] Melting Point Boiling Point Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2008. Version 1.43. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Murray, R. 2010. Acceptability of Methods for Predicting Benzene Emissions from Glycol Dehydrators.Calgary (Alb.) : Suncor Energy.

Mutti, A., Falzoi, M., Romanelli, A., Bocchi, M.C., Ferroni, C., Franchini, I. 1988. Brain dopamine as a target for solvent toxicity: effects of some monocyclic aromatic hydrocarbons. Toxicology 49:77-82.

[NCI] National Chemical Inventories [base de données sur CD-ROM]. 2007. Numéro 1. Columbus (OH) : American Chemical Society. Accès : http://www.cas.org/products/cd/nci/index.html

Nelson, P.R., Conrad, F.W., Kelly, S.P., Reynolds, R.J. 1998. Comparison of environmental tobacco smoke to aged and diluted sidestream smoke. J. Aerosol Sci.29:281-282.

Nerín, C., Acosta, D., Rubio, C. 2002. Potential migration release of volatile compounds from plastic containers destined for food use in microwave ovens.Food Addit. Contam. 19(6):594-601.

Nestmann, E.R., Lee, E.G. 1983. Mutagenicity of constituents of pulp and paper mill effluent in growing cells of Saccharomyces cerevisiae. Mutat. Res.119:273-280.

Neuhauser, E.F., Loehr, R.C., Malecki, M.R. 1985. Contact and artificial soil tests using earthworms to evaluate the impact of wastes in soil. In: Petros, J.K. Jr, Lacy, W.J., Conway, R.A. (éd.) Hazardous and industrial solid waste testing: 4th symposium. ASTM STP 886. Philadelphia (PA) : American Society for Testing and Materials. p. 192-203.

Nicholson, W.J., Selikoff, I.J., Sedman, H. 1978. Mortality experience of styrene-polystyrene polymerization workers. Initial findings. Scand. J. Work Environ. Health 3(Suppl. 2):247-252.

Niederlehner, B.R., Cairns, J. Jr, Smith, E.P. 1998. Modeling acute and chronic toxicity to non-polarnarcotic chemicals and mixtures to Ceriodaphnia dubia.Ecotoxicol. Environ. Saf. 39:136-146.

Nielsen, J., Niemann, A.L., Mikkelsen, J., Hansen, M.K. 2003. Chemical substances in spray paint. Surveys on Chemical Substances in Consumer Products, No. 45. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency.

Nilsson, N.H., Pedersen, V. 2004. Mapping and release of chemical substances from products made of chloroprene.Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 51 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency. [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www2.mst.dk/Udgiv/publications/2004/87-7614-767-3/pdf/87-7614-768-1.pdf

Nilsson, N.H., Malmgren-Hansen, B., Bernth, N., Pedersen, E., Pommer, K. 2006. Survey and health assessment of chemical substances in sex toys. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 77 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency. [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www2.mst.dk/Udgiv/publications/2004/87-7614-767-3/pdf/87-7614-768-1.pdf

[NIOSH] National Institute for Occupational Safety and Health. 1981. Teratologic assessment of ethylbenzene and 2-ethoxyethanol. Cincinnati (OH) : National Institute for Occupational Safety and Health. PB83208074.

Nong, A., Charest-Tardif, G., Tardif, R., et al. 2007. Physiologically based modeling of the inhalation pharmacokinetics of ethylbenzene in B6C3F1 mice. J. Toxicol. Environ. Health A 70(21):1838-1848.

Norppa, H., Vainio, H. 1983. Induction of sister-chromatid exchanges by styrene analogues in cultured human lymphocytes.Mutat. Res. 116:379-387. [cité dans PISSC, 1996].

Nouveau-Brunswick. Ministère de l'Environnement. 2009. Résultats de la surveillance de la pollution atmosphérique au Nouveau-Brunswick en 2007. Rapport Technique-2009-2. Sciences et comptes rendus, ministère de l'Environnement, Fredericton, Nouveau-Brunswick.

Novamann International. 1994a. Commuter exposure to vehicle related air pollutants. Rapport présenté à Santé Canada en mai 1994. Mississauga (Ont.) : Novamann International. 52 p.

Novamann International. 1994b. Commuter exposure to vehicle related air pollutants. Rapport présenté à Santé Canada en septembre 1994. Mississauga (Ont.) : Novamann International. 44 p.

[NTP] National Toxicology Program (États-Unis). 1986. Toxicology and carcinogenesis studies of xylenes (mixed) (60% m-xylene, 14% p-xylene, 9% o-xylene, and 17% ethylbenzene) (CAS No. 1330-20-7) in F344/N rats and B6C3F1 mice (gavage studies). Research Triangle Park (NC) : National Institutes of Health, U.S. Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. Technical Report Series No. 327; NIH Publication. No. 87-2583.

[NTP] National Toxicology Program (États-Unis). 1992. Toxicity studies of ethylbenzene in F344/N rats and B6C3F1 mice (inhalation studies). Research Triangle Park (NC) : National Institutes of Health, US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. NIH Publication No. 92-3129.

[NTP] National Toxicology Program (États-Unis). 1999. Toxicology and carcinogenesis studies of ethylbenzene (CAS No. 100-41-4) in F344/N rats and B6C3F1 mice (inhalation study). Research Triangle Park (NC) : US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. NTP TR 466; NIH Publication No. 99-3956.

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2005. Ethylbenzene. CAS No. 100-41-4. SIDS Initial Assessment Report for SIAM 14, du 26 au 28 mars 2002. Paris (France) : OCDE. Accès : http://www.chem.unep.ch/irptc/sids/OECDSIDS/100414.pdf

[OEHHA] Office of Environmental Health Hazard Assessment. 2007. Notice of adoption of unit risk value for ethylbenzene. Attachment: Long-term health effects of exposure to ethylbenzene. Sacramento (CA) : Air Toxicology and Epidemiology Branch, OEHHA. Accès : http://oehha.ca.gov/air/hot_spots/ebenz111407.html

[OEHHA] Office of Environmental Health Hazard Assessment. 2008. No significant risk levels (NSRLs) for the proposition 65 carcinogen ethylbenzene. Sacramento (CA) : Air Toxicology and Epidemiology Branch, OEHHA. Accès : http://www.oehha.org/prop65/law/pdf_zip/EthylbenzeneNSRL032808.pdf

Ogata, M., Fujisaw, K., Ogino, Y., Mano, E. 1984. Partition coefficient as a measure of bioconcentration potential of crude oil compounds in fish and shellfish.Bull. Environ. Contam. Toxicol. 33:561-567.

Ohta, T., Ohyama, T. 1985. A set of rate constants for the reactions of OH radicals with aromatic-hydrocarbons. Bull. Chem. Soc. Jpn.58:3029-3030.

[OMS] Organisation mondiale de la santé. 1996. Guidelines for drinking-water quality, vol. 2, 2e éd. [en ligne]: Ethylbenzene. Genève (Suisse) : Organisation mondiale de la santé. [consulté en décembre 2009]. Accès : http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/chemicals/ethylbenzene.pdf

O'Neil, M.J., Heckelman, P.E., Koch, C.B., Roman, K.J. (éd.) 2006. The Merck index. An encyclopedia of chemicals, drugs, and biologicals. 14e éd. Whitehouse Station (NJ) : Merck & Co., Inc.

Ontario. Ministère de l'Environnement. 1990. Municipal/industrial strategy for abatement MISA program of the petroleum refining sector. Toronto (Ont.) : Imprimeur de la Reine pour l'Ontario.

Ontario. Ministère de l'Environnement. 1992. Background document on the development of the draft petroleum refining sector effluent limits regulation. Toronto (Ont.) : Imprimeur de la Reine pour l'Ontario.

Ontario. Ministère de l'Environnement. 2005. Friches contaminées, Registre environnemental des sites. [consulté le 5 janvier 2005]. Accès : http://www.ene.gov.on.ca/environet/BESR/search.htm  

Ontario. Ministère de l'Environnement. 2006. Clarkson Airshed Study. A Scientific Approach to Improving Air Quality. Part II - The Ambient Air Monitoring Program.November 2006. Accès : http://www.ene.gov.on.ca/stdprodconsume/groups/lr/@ene/@resources/documents/resource/stdprod_080781.pdf

Ontario. Ministère de l'Environnement. 2009. Drinking water surveillance program: 2007 data. Toronto (Ont.) : ministère de l'Environnement. [mis à jour le 23 mars 2009]. Accès : http://www.ene.gov.on.ca/en/publications/dataproducts/2Water/DWSP_by_year/index4.php

Ormonde, E.V., Yokose, K. 2008. CEH marketing research report: acrylonitrile-butadiene-styrene (ABS) resins. In: Chemical economics handbook [en ligne]. Menlo Park (CA) : SRI Consulting. [consulté en mars 2010]. Accès : http://www.sriconsulting.com/CEH/Public/Reports/580.0180/  [réserve de consultation].

[OSHA] Occupational Safety & Health Administration. 2011. Occupational safety and health guideline for ethyl benzene [Internet]. Washington (DC): United States Department of Labor. [cited 2011 Dec]. Accès: http://www.osha.gov/SLTC/healthguidelines/ethylbenzene/recognition.html

Otson, R. 1987. Purgeable organics in Great Lakes raw and treated water. Int. J. Environ. Anal. Chem. 31:41-53.

Otson, R., Williams, D.T., Bothwell, P.D. 1982. Volatile organic compounds in water at thirty Canadian potable water treatment facilities. J. Assoc. Off. Anal. Chem. 65(6):1370-1374.

Park, J.H., Lee, H.J. 1993. Estimation of bioconcentration factor in fish, adsorption coefficient for soil and sediments and interfacial tension with water for organic nonelectrolytes based on the linear energy relationships.Chemosphere 26(10):1905-1916.

Park, J.S., Fujii, S., Yuasa, K., Kagi, N., Toyzumi, A., Tamura, H. 1996. Characteristics of volatile organic compounds in residence. In: Indoor Air ‘96: Proceedings of the 7th International Conference on Indoor Air Quality and Climate,vol. 3., du 21 au 26 juillet 1996. Nagoya (Japon) : Organizing Committee of the Conference. p. 579-584.

Parra, M.A., Elustondo, D., Bermejo, R., Santamaría, J.M. 2008. Exposure to volatile organic compounds (VOC) in public buses of Pamplona, Northern Spain. Sci. Total Environ. 404:18-25.

Performance Coatings. 2013. Material Safety Data Sheet: Semitransparent Stain [en ligne]. Ukiah (CA) : Performance Coatings Inc. [consulté en juin 2013]. Accès : http://www.penofin.com/pdf/msds/MSDS-blue-gold-label550.pdf

Phatrabuddha, N., Maharatchpong, N., Keadtongtawee, S., Saowakhontha, S. 2013. Comparison of personal BTEX exposure and pregnancy outcomes among pregnant women residing in and near petrochemical industrial area. EnvironmentAsia 6(2):34-41.

Picard, D., Ross, B., Palibrk, G. 2002. A summary of NPRI emissions from the upstream oil and gas inventory. Calgary (Alb.) : Clearstone Engineering Ltd. Rapport préparé pour T. Mah, Principaux contaminants atmosphériques, Direction générale de la prévention et du contrôle de la pollution, Environnement Canada.

[PISSC] Programme international sur la sécurité des substances chimiques. 1996. Ethylbenzene. Genève (Suisse) : Organisation mondiale de la santé. (Critère de l'hygiène de l'environnement 186). Financé conjointement par le Programme des Nations Unies pour l'environnement, l'Organisation internationale du travail et l'Organisation mondiale de la santé.

Polzin, G.M., Kosa-Maines, R.W., Ashley, D.L., Watson, C.H. 2007. Analysis of volatile organic compounds in mainstream cigarette smoke. Environ. Sci. Technol.41:1297-1302.

Pors, J., Fuhlendorff, R. 2002. Mapping of compound discharge when ironing of beads. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 7 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www.mst.dk/English/Chemicals/Consumer_Products/Survey_no_7_2002.htm

[PSWG] Polystyrene Working Group. 1997. Potential exposure to ethylbenzene from food-contact use of polystyrene resins. Washington (DC) : Food, Drug, and Cosmetic Packaging Materials Committee, Society of the Plastics Industry, Inc. [cité dans VCCEP, 2007 annexe L].

Qin, Y., Han, K., Jing, H., Kong, J. 1999. Indoor air pollution from building materials. In: Indoor Air ‘99: Proceedings of the 8th International Conference on Indoor Air Quality and Climate, vol. 1., du 8 au 13 août 1999, Édimbourg (Royaume-Uni) : Construction Research Communications Ltd. p. 426-429.

Reinhard, M., Goodman, N.L., Barker, J.F. 1984. Occurrence and distribution of organic chemicals in two landfill leachate plumes. Environ. Sci. Technol.18:953-961.

Rembold, H., Wallner, P., Nitz, S., Kollmannsberger, H., Drawert, F. 1989. Volatile components of chickpea (Cicer arietinum L.) seed. J. Agric. Food Chem. 37:659-662.

[RIVM] Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. 2007a. Paint products fact sheet: to assess the risks for the consumer.Version mise à jour pour ConsExpo 4 [en ligne]. Bilthoven (Pays-Bas) : RIVM (Institut national néérlandais pour la santé publique et l'environnement). Rapport no 320104008/2007. [consulté en octobre 2010]. Accès : http://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/320104008.pdf

[RIVM] Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. 2007b. Do-it-yourself products fact sheet: to assess the risks for the consumer [en ligne]. Bilthoven (Pays-Bas) : RIVM (Institut national néérlandais pour la santé publique et l'environnement). Rapport no 320104007/2007. [consulté en octobre 2010]. Accès : http://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/320104007.pdf

Romanelli, A., Falzoi, M., Mutti, A., Bergamaschi, E., Franchini, I. 1986. Effects of some monocyclic aromatic solvents and their metabolites on brain dopamine in rabbits. J. Appl. Toxicol. 6(6):431-438.

Rumchev K, Spickett J, Bulsara M, Phillips M, Stick S. 2004. Association of domestic exposure to volatile organic compounds with asthma in young children. Thorax 59:746-751.

Rust-Oleum. 2011. Material Safety Data Sheet: WDCARE 1-GL 2 PK Watco Lacqr Fin Satin [en ligne]. Vernon Hills (IL) : Rust-Oleum Corporation. [consulté en février 2013]. Accès : http://www.rustoleum.com/MSDS/ENGLISH/63231.PDF

Rust-Oleum. 2013a. Material Safety Data Sheet: PTouch 6X340GM Gloss Key Lime [en ligne]. Vernon Hills (IL) : Rust-Oleum Corporation. [consulté en février 2013]. Accès : http://www.rustoleum.ca/CBGResourceCenter.asp?svli=4

Rust-Oleum. 2013b. Material Safety Data Sheet: TRMCLD 2 X 3.78 LT Rust Paint Fire Red [en ligne]. Concord (Ont.) : Rust-Oleum Consumer Brands Canada. [consulté en février 2013]. Accès : http://www.rustoleum.ca/CBGResourceCenter.asp?svli=4

Sack, T.M., Steele, D.H., Hammerstrom, K., Remmers, J. 1992. A survey of household products for volatile organic compounds. Atmos. Environ. 26A(6):1063-1070.

Saghir, S.A., Rick, D.L., McClymont, E.L., Zhang, F., Bartels, M.J., Bus, J.S. 2009. Mechanism of ethylbenzene-induced mouse-specific lung tumor: metabolism of ethylbenzene by rat, mouse, and human liver and lung microsomes. Toxicol. Sci. 107:352-366.

Saghir, S.A., Zhang, F., Rick, D.L., Kan, L., Bus, J.S., Bartels, M.J. 2010. In vitro metabolism and covalent binding of ethylbenzene to microsomal protein as a possible mechanism of ethylbenzene-induced mouse lung tumorigenesis. Regul. Toxicol. Pharmacol.57:129-135.

Saghir, S.A., Zhang, F., Rick, D.L., Kan, L., Bus, J.S., Bartels, M.J. 2010b. Authors' response to Huff et al., ''Clarifying carcinogenicity of ethylbenzene''. Regul. Toxicol. Pharmaco. 58:170-172.

Saillenfait, A.M., Gallissot, F., More, G., Bonnet, P. 2003. Developmental toxicities of ethylbenzene, ortho-, meta-, para-xylene and technical xylene in rats following inhalation exposure. Food Chem. Toxicol.41(3):415-429.

Saillenfait, A.M., Gallissot, F., Sabaté, J.P., Bourges-Abella, N., Cadot, R., Morel, G., Lambert, A.M. 2006. Developmental toxicities of combined ethylbenzene and methylethylketone administered by inhalation to rats.Food Chem. Toxicol. 44(8):1287-1298.

Saillenfait, A.M., Gallissot, F., Sabaté, J.P., Bourges-Abella, N., Muller, S. 2007. Developmental toxic effects of ethylbenzene to toluene alone and in combination with butyl acetate in rats after inhalation exposure. J. Appl. Toxicol. 27(1):32-42.

Salthammer, T. 1996. VOC emissions from cabinet furnitures: concentrations in the test chamber and in the cabinet. In: Indoor Air ‘96: Proceedings of the 7th International Conference on Indoor Air Quality and Climate, vol. 3. du 21 au 26 juillet 1996. Nagoya (Japon) : Organizing Committee of the Conference. p. 567-572.

Sanemesa, I., Araki, M., Deguchi, T., et al. 1982. Solubility measurements of benzene and alkylbenzenes in water by making use of solute vapour.Bull. Chem. Soc. Jpn. 55:1054-1082. [cité dans HSDB, 2009].

Santé Canada. 1998. Exposure factors for assessing total daily intake of priority substances by the general population of Canada. Rapport inédit. Ottawa (Ont.) : Santé Canada, Direction de l'hygiène du milieu.

Santé Canada. 2004. Rapport sur l'état des connaissances scientifiques sous-jacentes à une évaluation préalable des effets sur la santé. Document de travail à l'appui. Éthylbenzène. Août 2004. Ottawa (Ont.) : Santé Canada, Division des substances existantes.

Santé Canada. 2006. Rapport sur l'état des connaissances scientifiques : éthylbenzène. Ottawa (Ont.) : Santé Canada. 19 p.

Santé Canada. 2010a. Étude d'évaluation de l'exposition à Windsor (2005-2006) : Sommaire des données d'échantillonnage des composés organiques volatiles. Ottawa (Ont.) : Santé Canada. 85 p.

Santé Canada. 2010b. Étude de la qualité de l'air intérieur à Regina (2007) : Sommaire des données d'échantillonnage des composés organiques volatils. Ottawa (Ont.) : Santé Canada. 164 p.

Santé Canada. 2011a. Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (« liste critique ») - Mars 2011 [en ligne]. Ottawa (Ont) : Santé Canada, Sécurité des produits de consommation. [consulté en décembre 2011]. Accès : Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/cps-spc/cosmet-person/hot-list-critique/index-fra.php

Santé Canada. 2012. Étude de la qualité de l'air intérieur à Halifax (2009): Sommaire des données d'échantillonnage des composés organiques volatils. (Ébauche). Ottawa (Ont): Santé Canada. 37 p.

Santé Canada. 2013. Étude de la qualité de l'air intérieur à Edmonton (2010) : Sommaire des données des composés organiques volatils (COV). Ottawa (Ont.) : Santé Canada Ottawa. 51 p.

Santé Canada. 2014a. Recommendations pour la qualité de l'eau potable au Canada: Document technique -  Toluene, Ethylbenzene and Xylenes. Ottawa (Ont.). 87p.

Santé Canada. 2014b. Determination of Ethylbenzene in Consumer Chemicals: Survey 2014-15. Ottawa (Ont.) : Laboratoire de la sécurité des produits, Santé Canada.

Seely, J.C., Hasman, J.K., Nyska, A., Wolf, D.C., Everitt, J.I., Hailey, J.R. 2002. The effect of chronic progressive nephropathy on the incidence of renal tubule cell neoplasms in control male F344 rats. Toxicol. Pathol. 30:681-686.

Seidel, S.D., Schisler, M.R., Kleinert, K.M. 2006. Evaluation of ethylbenzene in the mouse lymphoma (L5178YTK+/-) forward mutation assay. Midland (MI) : Toxicology and Environmental Research and Consulting, The Dow Chemical Company. Study ID: 051157. [cité dans VCCEP, 2007].

Sexton, K., Adgate, J.L., Church, T.R., Ashley, D.L., Needham, L.L., Ramachandran, G., Fredrickson, A.L., Ryan, A.D. 2005. Children's exposure to volatile organic compounds as determined by longitudinal measurements in blood.Environ. Health Perspect. 113(3):342-349.

Shariq, K., Funada, C. 2008. CEH marketing research report: polystyrene. In: Chemical economics handbook [en ligne]. Menlo Park (CA): SRI Consulting. [consulté en mars 2010]. Accès : http://www.sriconsulting.com/CEH/Public/Reports/580.1500/ [réserve de consultation].

Shatkin, J.A., Brown, H.S. 1991. Pharmacokinetics of the dermal route of exposure to volatile organic chemicals in water: a computer simulation model.Environ. Res. 56(1):90-108. [cité dans ATSDR, 2007].

Sherwin-Williams. 2008. Material safety data sheet: Steampede™-1 polyurethane sealant [en ligne]. Cleveland (OH) : The Sherwin-Williams Company. [consulté en octobre 2010]. Accès : http://www.sherlink.com/sher-link/ImgServ?id=1637495.pdf&basePath=/ecomm_apps/ecommerce/temp/sher-link/msds/

Sherwin-Williams. 2010. Material safety data sheet: Wood Classics® Fast Dry oil varnish, satin [en ligne]. Cleveland (OH) : The Sherwin-Williams Company. [consulté en octobre 2010]. Accès : http://www.sherlink.com/sher-link/ImgServ?id=640315933.pdf&basePath=/ecomm_apps/ecommerce/temp/sher-link/msds/

Shiohara, N., Fernández-Bremauntz, A.A., Jiménez, S.B., Yanagisawa, Y. 2005. The commuters' exposure to volatile chemicals and carcinogenic risk in Mexico City.Atmos. Environ. 39:3481-3489.

Singh, H.B., Salas, L.J., Smith, A.J., Shigeishi, H. 1981. Measurements of some potentially hazardous organic chemicals in urban environments. Atmos. Environ.15:601-612.

[SLEA] Sarnia-Lambton Environmental Association. 2007-2008. Progress review technical summary. Sarnia (Ont.)

Sliwinska-Kowalska, M., Zamyslowska-Szmytke, E., Szymczak, W., Kotylo, P., Fiszer, M., Dudarewicz, A., Wesolowski, W., Pawlaczyk-Luszczynska, M., Stolarek, R. 2001. Hearing loss among workers exposed to moderate concentrations of solvents. Scand. J. Work Environ. Health27(5):335-342. [cité dans ATSDR, 2010].

Smyth, H.F., Carpenter, C.P., Weil, C.S., Pozzani, U.C., Streigel, J.A. 1962. Range finding toxicity data: list IV. Am. Ind. Hyg. J. 23:95-97.

Sram, R.J., Beskid, O., Binkova, B., Rossner, P., Smerhovsky, Z. 2004. Cytogenetic analysis using fluorescence in situ hybridization (FISH) to evaluate occupational exposure to carcinogens. Toxicol. Lett. 149:335-344.

[SRD] Source Ranking Database [base de données sur Internet]. 2004. Version 4.0. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis. [mis à jour en avril 2004; cité en mars 2010]. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/srd.htm

Statistique Canada. 2012. Enquête canadienne sur les mesures de la santé [en ligne]. Ottawa (Ont.) : Statistique Canada. [consulté en avril 2013]. Accès : http://www23.statcan.gc.ca/imdb/p2SV_f.pl?Function=getSurvey&SDDS=5071&Item_Id=129548&lang=en

Stott, W.T., Johnson, K.A., Bahnemann, R., Day, S.J., McGuirk, R.J. 2003. Evaluation of potential modes of action of inhaled ethylbenzene in rats and mice. Toxicol. Sci. 71(1):53-66.

Stump, D.G. 2004a. A pilot inhalation study for a reproductive toxicity study of ethylbenzene in rats. Study number - WIL-186028. Ashland (OH) : WIL Research Laboratories, Inc. Financé par l'Ethylbenzene Panel, American Chemistry Council, Arlington (VA). [cité dans VCCEP, 2007].

Stump, D.G. 2004b. A 28-day inhalation splenic antibody formation study of ethylbenzene in rats. Study number - WIL-186028. Ashland (OH) : WIL Research Laboratories, Inc. Financé par l'Ethylbenzene Panel, American Chemistry Council, Arlington (VA). [cité dans VCCEP, 2007].

Svendsen, N., Pedersen, S.F., Hansen, O.C., Pedersen, E., Bernth, N. 2005. Survey and release of chemical substances in “slimy toys”. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 67 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www2.mst.dk/udgiv/Publications/2006/87-7052-013-5/pdf/87-7052-014-3.pdf

Swann, R.L., Laskowski, D.A., McCall, P.J., VanderKuty, K., Dishburger, H.J. 1983. A rapid method for the estimation of the environmental parameters octanol/water partition coefficient, soil sorption constant,water to air ratio, and water solubility. Residue Rev. 85:17-28.

Takeoka, G.R., Güntert, M., Flath, R.A., Wurz, R.E., Jennings, W. 1986. Volatile constituents of kiwi fruit (Actinidia chinensis Planch.). J. Agric. Food Chem. 34:576-578.

Tan, S., Okada, T. 1978. Hygienic studies on plastic containers and packages. (II) Analysis of styrene monomer in food content. Shokuhin Eiseigaku Zasshi (J. Food Hyg. Soc. Jpn.) 19(2):172-177.

Tang, W., Hemm, I., Eisenbrand, G. 2000. Estimation of human exposure to styrene and ethylbenzene. Toxicology 144:39-50.

[TaPL3] Long Range Transport and Persistence Level III model [en ligne]. 2000. Version 2.10. Peterborough (Ont.) : Université Trent, Canadian Environmental Modelling Centre. Accès : http://www.trentu.ca/academic/aminss/envmodel/models/TaPL3.html

Tardif, R., Charest-Tardif, G., Brodeur, J., Krishnan, K. 1997. Physiologically based pharmacokinetic modeling of a ternary mixture of alkyl benzenes in rats and humans.Toxicol. Appl. Pharmacol. 144:120-134. [cité dans ATSDR, 2010].

Tegeris, J.S., Balster, R.L. 1994. A comparison of the acute behavioral effects of alkylbenzenes using a functional observational battery in mice. Fundam. Appl. Toxicol. 22:240-250.

[TERA] Toxicology Excellence for Risk Assessment. 2007. Rapport de la réunion de consultation entre pairs sur l'éthylbenzène. Soumis par le American Chemistry Council Ethylbenzene Panel dans le cadre du Voluntary Children's Chemical Evaluation Program (VCCEP). 31 mai 2007. [consulté le 22 août 2014]. Accès : http://www.tera.org/Peer/VCCEP/Ethylbenzene/EBWelcome.html

Tewari, Y.B., Miller, M.M., Wasik, S.P., Maritre, D.E. 1982. Aqueous solubility and octanol/water partition coefficient of organic compounds at 25.0°C. J. Chem. Eng. Data 27:451-454.

Toda, C., Uchida, T., Midorikawa, K., Murata, M., Hiraku, Y., Okamoto, Y., Ueda, K., Kojima, N., Kawanishib, S. 2003. DNA damage by ethylbenzenehydroperoxide formed from carcinogenic ethylbenzene by sunlight irradiation.Biochem. Biophys. Res. Comm. 304:638-642.

Toftgård, R., Nilsen, O.G. 1982. Effects of xylene and xylene isomers on cytochrome P-450 and in vitroenzymatic activities in rat liver, kidney and lung.Toxicology 23: 197-212.

Triebig, G., Claus, D., Csuzda, I., Druschky, K.F., Holler, P., Kinzel, W., Lehrl, S., Reichwein, P., Weidenhammer, W., Weitbrecht, W.U., Weltle, D., Schaller, K.H., Valentin, H. 1988. Cross-sectional epidemiological study on neurotoxicity of solvents in paints and lacquers. Int. Arch. Occup. Environ. Health 60:233-241. [cité dans VCCEP, 2007].

Tsai, K.P., Chen, C.Y. 2007. An algal toxicity database of organic toxicants derived by a closed-system technique. Environ. Toxicol. Chem.26(9):1931-1939.

Ungváry, G. 1986. Solvent effects on reproduction: experimental toxicity. Prog. Clin. Biol. Res. 220:169-177.

Ungváry, G., Tatrai, E. 1985. On the embryotoxic effects of benzene and its alkyl derivatives in mice, rats and rabbits. Arch. Toxicol. 8(Suppl.):425-430. [cité dans PISSC, 1996].

United States House of Representatives. 2011. Chemicals used in hydraulic fracturing [en ligne]. Washington (DC) : United States House of Representatives, Committee on Energy and Commerce, Minority Staff [mis à jour en avril 2011; consulté en 2012]. Accès : http://democrats.energycommerce.house.gov/sites/default/files/documents/Hydraulic%20Fracturing%20Report%204.18.11.pdf

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 1991. Integrated risk information system for ethylbenzene, carcinogenicity assessment. [consulté en février 2010]. Accès : http://www.epa.gov/ncea/iris/subst/0051.htm

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 1992. Dermal exposure assessment: principles and applications. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis.

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 1997. Exposure factors handbook. Chapter 16: Consumer products. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, National Centre for Environmental Assessment, Office of Research and Development.

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2009. Toxics release inventory (TRI) program [base de données sur Internet]. Washington (DC) : Office of Information Analysis and Access, TRI Program Division. Accès : http://www.epa.gov/triexplorer/chemical.htm

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2011. Exposure factors handbook: 2011 edition. Chapter 7: Dermal exposure factors [en ligne]. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, National Centre for Environmental Assessment, Office of Research and Development. [consulté en octobre 2011]. Accès : http://www.epa.gov/ncea/efh/report.html

[USFDA] Food and Drug Administration des États-Unis. 2006. Total diet study market baskets 1991-3 through to 2003-4 [en ligne]. [consulté en janvier 2010]. Accès : http://www.fda.gov/downloads/Food/FoodSafety/FoodContaminantsAdulteration/TotalDietStudy/UCM184304.pdf

[VCCEP] Voluntary Children's Chemical Evaluation Program. 2007. Tier 1 pilot submission for ethylbenzene(CAS No. 100-41-4). Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis. [consulté en février 2010]. Accès : http://www.epa.gov/oppt/vccep/pubs/chem8.html

Versar, Inc. 1986. Standard scenarios for estimating exposure to chemical substances during use of consumer products. Vol. I. Consumer use of household paints.Springfield (VA) : Versar, Inc. Préparé pour l'Environmental Protection Agency des États-Unis.

Verschueren, K. 1983. Handbook of environmental data on organic chemicals. 2e éd. New York (NY) : Van Nostrand Reinhold Co. p. 628-630.

Vichi, S., Pizzale, L., Conte, L.S., Buxaderas, S., López-Tamames, E. 2007. The occurrence of volatile and semi-volatile aromatic hydrocarbons in virgin olive oils from north-eastern Italy. Food Control 18:1204-1210.

Vigano, L. 1993. Reproductive strategy of Daphnia magna and toxicity of organic compounds.Water Res. 27(5):903-909.

Vyskocil, A., Truchon, G., Leroux, T., Lemay, F., Gendron, M., Gagnon, F., Majidi, N.E., Boudjerida, A., Lim, S., Emond, C., Viau, C. 2012. A weight of evidence approach for the assessment of the ototoxic potential of industrial chemicals. Toxicol. Ind. Health 28(9):796-819.

Wakeham, S.G., Davis, A.C., Karas, J.L. 1983. Mesocosm experiments to determine the fate and persistence of volatile organic compounds in coastal seawater. Environ. Sci. Technol. 17:611-617.

Wallace, L.A., Pellizzari, E.D. 1986. Personal air exposures and breath concentrations of benzene and other volatile hydrocarbons for smokers and nonsmokers.Toxicol. Lett. 35: 113-116.

Wallace, L.A., Pellizzari, E., Leaderer, B., Zelon, H., Sheldon, L. 1987. Emissions of volatile organic compounds from building materials and consumer products. Atmos. Environ. 21(2):385-393.

Wheeler, A.J., Wong, S.L., Khoury, C., Zhu, J. 2013. Prédicteurs des concentrations intérieures de composés BTEX dans les immeubles résidentiels au Canada. Health Reports24(5):11-17. 

Whitehead, L.W., Ball, G.L., Fine, L.J., Langolf, G.D. 1984. Solvent vapour exposures in booth spray painting and spray glueing, and associated operations. Am. Ind. Hyg. Assoc. J. 45(11):767-772.

Wilson, B.H., Smith, G.B., Rees, J.F. 1986. Biotransformation of selected alkylbenzene andhalogenated aliphatic hydrocarbons in methanogenic aquifer material: a microcosm study. Environ. Sci. Technol.20(10):997-1002.

Wilson, J.T., Henson, J.M., Piwoni, M.D., Wilson, B.H., Banerjee, P. 1988. Biodegradation and sorption of organic solvents and hydrocarbon fuel constituents in subsurface environments. Tyndall Air Force Base (FL) : Air Force Engineering and Services Centre, Engineering and Services Laboratory.

Witterseh, T. 2004. Emission of chemical substances from products made of exotic wood. Mapping of Chemical Substances in Consumer Products, No. 49 [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Danish Environmental Protection Agency. [mis à jour le 14 avril 2010; consulté en janvier 2010]. Accès : http://www.mst.dk/NR/rdonlyres/AA1FFDA1-D5E0-4BF8-B4DF-B69A23E5471F/0/49.pdf

WM Barr. 2012. Material Safety Data Sheet: Goof Off Professional Strength VOC Compliant. Memphis (TN) : W.M. Barr. [consulté en janvier 2013]. Accès : http://www.goofoffstainremover.com/sites/default/files/msds/go_professional_voc_2410.3_msds_91312_2.pdf

Wolf, M.A., Rowe, V.K., McCollister, D.D., Hollingsworth, R.L., Oyen, F. 1956. Toxicological studies of certain alkylated benzenes and benzene. Arch. Ind. Health14:387-398. [cité dans PISSC, 1996].

Won, D., Magee, R.J., Yang, W., Lusztyk, E., Nong, G., Shaw, C.Y. 2005. A material emission database for 90 target VOCs NRCC-48314 [en ligne]. Ottawa (Ont.) : Institute for Reaseach in Construction, Conseil national de recherches du Canada. [consulté en juillet 2011]. Accès : http://standards.nsf.org/apps/group_public/download.php/17604/CNRC%252520Material%252520Emission%252520Database.pdf

[WSKOWWIN] Water Solubility for Organic Compounds Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2008. Version 1.41. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Xie, J., Wang, X., Sheng, G., Bi, X., Fu, J. 2003. Determination of tobacco smoking influence on volatile organic compounds constituent by indoor tobacco smoking simulation experiment. Atmos. Environ. 37:3365-3374.

Yant, W.P., Schrenk, H.H., Waite, C.P., Patty, F.A. 1930. Acute response of guinea pigs to vapors of some new commercial organic compounds. II. Ethylbenzene. Public Health Rep. 45:1241-1250.

Yoshida, T., Matsunaga, I. 2006. A case study on identification of airborne organic compounds and time courses of their concentrations in the cabin of a new car for private use. Environ. Int. 32:58-79.

You, X. (I), Senthilselvan, A., Cherry, N.M., Kim, H.-M., Burstyn, I. 2008. Determinants of airborne concentrations of volatile organic compounds in rural areas of Western Canada. J. Exposure Sci. Environ. Epidemiol. 18:117-128.

Zeiger, E., Anderson, B., Haworth, S., Lawlor, T., Mortelmans, K. 1992. Salmonella mutagenicity tests: V. Results from the testing of 311 chemicals. Environ. Mol. Mutagen. 19(Suppl. 21):2-141.

Zhang M, Wang Y, Wang Q, Yang J, Yang D, Liu J, Li J. 2010. Involvement of mitochondria-mediated apoptosis in ethylbenzene-induced renal toxicity in rat. Toxicol. Sci. 115(1):295-303.

Zhang, M., Wang, Y., Wang, Q., Yang, D., Zhang, J., Wang, F., Gu, Q. 2013. Ethylbenzene-induced hearing loss, neurobehavioral function, and neurotransmitter alterations in petrochemical workers. J. Occup. Environ. Med. 55(9):1001-6.

Zhu, J., Newhook, R., Marro, L., Chan, C. 2005. Selected volatile organic compounds in residential air in the City of Ottawa, Canada. Environ. Sci. Technol.39:3964-3971.

Zhu, J., Wong, S.L., Cakmak, S. 2013. Nationally representative levels of selected volatile organic compounds in Canadian residential indoor air: Population-based survey. Environ. Sci. Technol. 47:13276-13283.

Zogorski, J.S., Carter, J.M., Ivahnenko, T., Lapham, W.W., Moran, M.J., Rowe, B.L., Squillace, P.J., Toccalino, P.L. 2006. The quality of our nation's waters: Volatile organic compounds in the nation's ground water and drinking-water supply wells. National Water-Quality Assessment Program Circular 1292. [en ligne]. Reston (VA) : U.S. Geological Survey. [consulté en mars 2011]. Accès : http://pubs.usgs.gov/circ/circ1292/

Annexes


Haut de la page

Date de modification :