La plupart des rayonnements auxquels un être humain sera exposé au cours de sa vie proviennent de sources naturelles dans l'espace ou de matériaux présents dans la croûte terrestre. Les matières radioactives peuvent affecter l'organisme de l'extérieur ou, si elles sont inhalées ou ingérées avec de la nourriture, de l'intérieur. La dose reçue peut être très variable car elle dépend, d'une part, de la quantité de minéraux radioactifs présents dans la région du monde où vit la personne, qui est liée à la quantité de radionucléides dans l'air et à la quantité retrouvée à la fois dans l'alimentation et surtout dans l'eau potable - et, d'autre part, sur l'utilisation de certains matériaux de construction et l'utilisation du gaz ou du charbon comme combustible, ainsi que sur le type de construction employé et les habitudes traditionnelles des habitants de la localité donnée .

Aujourd'hui, le radon est considéré comme la source de rayonnement naturel la plus répandue. Avec ses "filles", ou radionucléides formés par sa désintégration, le radon constitue environ les trois quarts de la dose équivalente efficace à laquelle les humains sont exposés en raison de sources terrestres naturelles. La présence de radon est associée à une augmentation de la fréquence des cancers du poumon en raison du dépôt de substances radioactives dans la région bronchique.

Le radon est un gaz incolore, inodore et insipide sept fois plus lourd que l'air. Deux isotopes sont les plus fréquents. L'un est le radon-222, un radionucléide présent dans la série radioactive issue de la désintégration de l'uranium-238 ; sa principale source dans l'environnement est la roche et le sol dans lequel se trouve son prédécesseur, le radium-226. L'autre est le radon-220 de la série radioactive du thorium, qui a une incidence plus faible que le radon-222.

L'uranium est abondamment présent dans la croûte terrestre. La concentration médiane de radium dans le sol est de l'ordre de 25 Bq/kg. Un becquerel (Bq) est l'unité du système international et il représente une unité d'activité de radionucléide équivalente à une désintégration par seconde. La concentration moyenne de gaz radon dans l'atmosphère à la surface de la terre est de 3 Bq/m³, avec une fourchette de 0.1 (sur les océans) à 10 Bq/m³. Le niveau dépend de la porosité du sol, de la concentration locale en radium-226 et de la pression atmosphérique. Étant donné que la demi-vie du radon-222 est de 3.823 jours, la majeure partie du dosage n'est pas causée par le gaz mais par les produits de filiation du radon.

Le radon se trouve dans les matériaux existants et s'écoule partout de la terre. En raison de ses caractéristiques, il se disperse facilement à l'extérieur, mais il a tendance à se concentrer dans les espaces clos, notamment dans les caves et les bâtiments, et surtout dans les espaces inférieurs où son élimination est difficile sans ventilation adéquate. Dans les régions tempérées, les concentrations de radon à l'intérieur sont estimées être de l'ordre de huit fois plus élevées que les concentrations à l'extérieur.

L'exposition au radon de la majorité de la population se produit donc majoritairement à l'intérieur des bâtiments. Les concentrations médianes de radon dépendent essentiellement des caractéristiques géologiques du sol, des matériaux de construction utilisés pour le bâtiment et de la quantité de ventilation qu'il reçoit.

La principale source de radon dans les espaces intérieurs est le radium présent dans le sol sur lequel repose le bâtiment ou les matériaux utilisés pour sa construction. D'autres sources importantes, même si leur influence relative est bien moindre, sont l'air extérieur, l'eau et le gaz naturel. La figure 1 montre la contribution de chaque source au total.

Figure 1. Sources de radon dans l'environnement intérieur.

Les matériaux de construction les plus courants, tels que le bois, les briques et les parpaings, émettent relativement peu de radon, contrairement au granit et à la pierre ponce. Cependant, les principaux problèmes sont causés par l'utilisation de matériaux naturels tels que l'ardoise d'alun dans la production de matériaux de construction. Une autre source de problèmes a été l'utilisation de sous-produits du traitement des minéraux phosphatés, l'utilisation de sous-produits de la production d'aluminium, l'utilisation de scories ou de scories provenant du traitement du minerai de fer dans les hauts fourneaux et l'utilisation des cendres de la combustion du charbon. En outre, dans certains cas, les résidus provenant de l'extraction de l'uranium ont également été utilisés dans la construction.

Le radon peut pénétrer dans l'eau et le gaz naturel dans le sous-sol. L'eau utilisée pour alimenter un bâtiment, surtout si elle provient de puits profonds, peut contenir des quantités importantes de radon. Si cette eau est utilisée pour la cuisson, l'ébullition peut libérer une grande partie du radon qu'elle contient. Si l'eau est consommée froide, le corps élimine facilement le gaz, de sorte que boire cette eau ne présente généralement pas de risque important. La combustion de gaz naturel dans des poêles sans cheminée, dans des appareils de chauffage et dans d'autres appareils ménagers peut également entraîner une augmentation du radon dans les espaces intérieurs, en particulier les habitations. Parfois, le problème est plus aigu dans les salles de bains, car le radon dans l'eau et dans le gaz naturel utilisé pour le chauffe-eau s'accumule s'il n'y a pas assez de ventilation.

Etant donné que les effets possibles du radon sur la population générale étaient inconnus il y a encore quelques années, les données disponibles sur les concentrations constatées dans les espaces intérieurs sont limitées aux pays qui, en raison de leurs caractéristiques ou de circonstances particulières, sont les plus sensibilisés à ce problème . Ce qui est connu, c'est qu'il est possible de trouver des concentrations dans les espaces intérieurs qui sont bien supérieures aux concentrations trouvées à l'extérieur dans la même région. À Helsinki (Finlande), par exemple, des concentrations de radon dans l'air intérieur ont été trouvées cinq mille fois plus élevées que les concentrations normalement trouvées à l'extérieur. Cela peut être dû en grande partie aux mesures d'économie d'énergie qui peuvent sensiblement favoriser la concentration de radon dans les espaces intérieurs, surtout s'ils sont fortement isolés. Les bâtiments étudiés jusqu'à présent dans différents pays et régions montrent que les concentrations de radon qu'on y trouve présentent une distribution qui se rapproche du logarithme normal. Il convient de noter qu'un petit nombre d'immeubles dans chaque région présentent des concentrations dix fois supérieures à la médiane. Les valeurs de référence pour le radon dans les espaces intérieurs, ainsi que les recommandations correctives de différents organismes sont données dans « Réglementations, recommandations, directives et normes » de ce chapitre.

En conclusion, le principal moyen de prévenir les expositions au radon consiste à éviter la construction dans des zones qui, par leur nature, émettent une plus grande quantité de radon dans l'air. Lorsque cela n'est pas possible, les sols et les murs doivent être correctement scellés et les matériaux de construction ne doivent pas être utilisés s'ils contiennent des matières radioactives. Les espaces intérieurs, en particulier les sous-sols, doivent avoir une ventilation adéquate.

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En 1985, le Surgeon General du US Public Health Service a examiné les conséquences du tabagisme sur la santé en ce qui concerne le cancer et les maladies pulmonaires chroniques sur le lieu de travail. Il a été conclu que pour la plupart des travailleurs américains, le tabagisme représente une cause plus importante de décès et d'invalidité que leur environnement de travail. Cependant, le contrôle du tabagisme et la réduction de l'exposition aux agents dangereux sur le lieu de travail sont essentiels, car ces facteurs agissent souvent en synergie avec le tabagisme dans l'induction et le développement de maladies respiratoires. Plusieurs expositions professionnelles sont connues pour induire des bronchites chroniques chez les travailleurs. Il s'agit notamment des expositions aux poussières de charbon, de ciment et de céréales, aux aérosols de silice, aux vapeurs générées lors du soudage et au dioxyde de soufre. La bronchite chronique chez les travailleurs de ces professions est souvent aggravée par le tabagisme (US Surgeon General 1985).

Les données épidémiologiques ont clairement démontré que les mineurs d'uranium et les travailleurs de l'amiante qui fument des cigarettes présentent des risques significativement plus élevés de cancer des voies respiratoires que les non-fumeurs dans ces professions. L'effet cancérogène de l'uranium et de l'amiante et de la cigarette n'est pas simplement additif, mais synergique dans l'induction du carcinome épidermoïde du poumon (US Surgeon General 1985 ; Hoffmann et Wynder 1976 ; Saccomanno, Huth et Auerbach 1988 ; Hilt et al. 1985). Les effets cancérogènes de l'exposition au nickel, aux arsenicaux, au chromate, aux éthers chlorométhyliques et ceux de la cigarette sont au moins additifs (US Surgeon General 1985; Hoffmann et Wynder 1976; IARC 1987a, Pershagen et al. 1981). On pourrait supposer que les travailleurs des fours à coke qui fument ont un risque plus élevé de cancer du poumon et du rein que les travailleurs des fours à coke non-fumeurs; cependant, nous manquons de données épidémiologiques qui étayent ce concept (IARC 1987c).

L'objectif de cette synthèse est d'évaluer les effets toxiques de l'exposition des hommes et des femmes à la fumée de tabac ambiante (FTA) sur le lieu de travail. Certes, la réduction du tabagisme sur le lieu de travail profitera aux fumeurs actifs en réduisant leur consommation de cigarettes pendant la journée de travail, augmentant ainsi la possibilité qu'ils deviennent d'anciens fumeurs; mais l'arrêt du tabac sera également bénéfique pour les non-fumeurs allergiques à la fumée de tabac ou souffrant de maladies pulmonaires ou cardiaques préexistantes.

Nature physico-chimique de la fumée de tabac ambiante

Fumée principale et secondaire

STE est défini comme le matériau dans l'air intérieur qui provient de la fumée de tabac. Bien que la pipe et le cigare contribuent à la FTA, la fumée de cigarette en est généralement la principale source. La FTA est un aérosol composite émis principalement par le cône brûlant d'un produit du tabac entre les bouffées. Cette émission est appelée fumée latérale (SS). Dans une moindre mesure, la FTA se compose également de constituants de la fumée principale (MS), c'est-à-dire ceux qui sont expirés par le fumeur. Le tableau 7 répertorie les ratios des principaux agents toxiques et cancérigènes dans la fumée inhalée, la fumée principale et la fumée secondaire (Hoffmann et Hecht 1990; Brunnemann et Hoffmann 1991; Guerin et al. 1992; Luceri et al. 1993) . Sous « Type de toxicité », les composants de la fumée marqués d'un « C » représentent des cancérogènes pour les animaux reconnus par le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC). Parmi ceux-ci figurent le benzène, la β-naphtylamine, le 4-aminobiphényle et le polonium-210, qui sont également des cancérogènes reconnus pour l'homme (IARC 1987a; IARC 1988). Lorsque des cigarettes à filtre sont fumées, certains composants volatils et semi-volatils sont éliminés sélectivement du MS par des pointes de filtre (Hoffmann et Hecht 1990). Cependant, ces composés sont présents en quantités beaucoup plus élevées dans le SS non dilué que dans le MS. De plus, les composants de fumée qui sont favorisés pour se former pendant la combustion lente dans l'atmosphère réductrice du cône de combustion, sont libérés dans SS dans une bien plus grande mesure que dans MS. Cela comprend des groupes de cancérigènes comme les nitrosamines volatiles, les nitrosamines spécifiques au tabac (TSNA) et les amines aromatiques.

Tableau 1. Certains agents toxiques et tumorigènes dans la fumée secondaire de cigarette non diluée

^a C=cancérigène ; CoC=co-cancérigène ; T = toxique ; TP = promoteur de tumeur.
^b ND=non détecté.
^c NNN=N'-nitrosonornicotine.
^d NNK = 4-(méthylnitrosamino)-1-(3-pyridyl)-1-butanone.

ETS dans l'air intérieur

Bien que le SS non dilué contienne des quantités plus élevées de composants toxiques et cancérigènes que le MS, le SS inhalé par les non-fumeurs est fortement dilué par l'air et ses propriétés sont altérées en raison de la décomposition de certaines espèces réactives. Le tableau 8 énumère les données rapportées pour les agents toxiques et cancérigènes dans des échantillons d'air intérieur de divers degrés de pollution par la fumée de tabac (Hoffmann et Hecht 1990 ; Brunnemann et Hoffmann 1991 ; Luceri et al. 1993). La dilution dans l'air des MES a un impact significatif sur les caractéristiques physiques de cet aérosol. En général, la répartition des divers agents entre la phase vapeur et la phase particulaire est modifiée en faveur de la première. Les particules dans ETS sont plus petites (<0.2 μ) que celles dans MS (~0.3 μ) et les niveaux de pH de SS (pH 6.8 - 8.0) et d'ETS sont plus élevés que le pH de MS (5.8 - 6.2 ; Brunnemann et Hoffmann 1974). Par conséquent, 90 à 95 % de la nicotine est présente dans la phase vapeur de l'ETS (Eudy et al. 1986). De même, d'autres composants de base tels que le mineur Nicotiana les alcaloïdes, ainsi que les amines et l'ammoniac, sont principalement présents dans la phase vapeur de l'ETS (Hoffmann et Hecht 1990; Guerin et al. 1992).

Tableau 2. Quelques agents toxiques et tumorigènes dans les environnements intérieurs pollués par la fumée de tabac

^a NNN=N'-nitrosonornicotine.
^b ND=non détecté.
^c NNK = 4-(méthylnitrosamino)-1-(3-pyridyl)-1-butanone.

Biomarqueurs de l'adoption de la FTA par les non-fumeurs

Bien qu'un nombre important de travailleurs non-fumeurs soient exposés à la FTA sur le lieu de travail, dans les restaurants, chez eux ou dans d'autres lieux intérieurs, il est difficile d'estimer l'absorption réelle de la FTA par un individu. L'exposition à la FTA peut être déterminée plus précisément en mesurant des constituants spécifiques de la fumée ou leurs métabolites dans les fluides physiologiques ou dans l'air expiré. Bien que plusieurs paramètres aient été explorés, tels que le CO dans l'air expiré, la carboxyhémoglobine dans le sang, le thiocyanate (un métabolite du cyanure d'hydrogène) dans la salive ou l'urine, ou l'hydroxyproline et la N-nitrosoproline dans l'urine, seules trois mesures sont réellement utiles pour estimer l'absorption de la FTA par les non-fumeurs. Ils permettent de distinguer l'exposition passive à la fumée de celle des fumeurs actifs et des non-fumeurs qui ne sont absolument pas exposés à la fumée du tabac.

Le biomarqueur le plus largement utilisé pour l'exposition à la FTA des non-fumeurs est la cotinine, un métabolite majeur de la nicotine. Elle est déterminée par chromatographie en phase gazeuse, ou par radioimmunodosage dans le sang ou de préférence dans l'urine, et reflète l'absorption de la nicotine par les poumons et la cavité buccale. Quelques millilitres d'urine de fumeurs passifs suffisent pour déterminer la cotinine par l'une ou l'autre des deux méthodes. En général, un fumeur passif a des taux de cotinine de 5 à 10 ng/ml d'urine ; cependant, des valeurs plus élevées ont parfois été mesurées pour les non-fumeurs qui ont été exposés à une forte FTA pendant une période plus longue. Une dose-réponse a été établie entre la durée d'exposition à la FTA et l'excrétion urinaire de cotinine (tableau 3, Wald et al. 1984). Dans la plupart des études de terrain, la cotinine dans l'urine des fumeurs passifs représentait entre 0.1 et 0.3 % des concentrations moyennes trouvées dans l'urine des fumeurs ; cependant, lors d'une exposition prolongée à des concentrations élevées de FTA, les niveaux de cotinine ont correspondu à 1 % des niveaux mesurés dans l'urine des fumeurs actifs (US National Research Council 1986; IARC 1987b; US Environmental Protection Agency 1992).

Tableau 3. Cotinine urinaire chez les non-fumeurs selon le nombre d'heures déclarées d'exposition à la fumée de tabac d'autrui au cours des sept derniers jours

^a La tendance à l'augmentation de l'exposition était significative (p<0.001).

Source : D'après Wald et al. 1984.

Le cancérogène de la vessie humaine 4-aminobiphényle, qui passe de la fumée de tabac à la FTA, a été détecté comme un adduit de l'hémoglobine chez les fumeurs passifs à des concentrations allant jusqu'à 10 % du niveau moyen d'adduit trouvé chez les fumeurs (Hammond et al. 1993). Jusqu'à 1 % des niveaux moyens d'un métabolite du cancérogène dérivé de la nicotine 4-(méthylnitrosamino)-1-(3-pyridyl)-1-butanone (NNK), présent dans l'urine des fumeurs de cigarettes, ont été mesurés dans l'urine de non-fumeurs qui avaient été exposés à de fortes concentrations de SS dans un laboratoire d'essai (Hecht et al. 1993). Bien que cette dernière méthode de biomarqueurs n'ait pas encore été appliquée dans des études de terrain, elle est prometteuse comme indicateur approprié de l'exposition des non-fumeurs à un carcinogène pulmonaire spécifique au tabac.

Fumée de tabac ambiante et santé humaine

Troubles autres que le cancer

L'exposition prénatale à la SEP et/ou à la FTA et l'exposition postnatale précoce à la FTA augmentent la probabilité de complications lors d'infections respiratoires virales chez les enfants au cours de la première année de vie.

La littérature scientifique contient plusieurs dizaines de rapports cliniques provenant de divers pays, rapportant que les enfants de parents fumeurs, en particulier les enfants de moins de deux ans, présentent un excès de maladies respiratoires aiguës (US Environmental Protection Agency 1992 ; US Surgeon General 1986 ; Medina et al. 1988 ; Riedel et al. 1989). Plusieurs études ont également décrit une augmentation des infections de l'oreille moyenne chez les enfants exposés à la fumée de cigarette parentale. La prévalence accrue de l'épanchement de l'oreille moyenne attribuable à la FTA a entraîné une augmentation de l'hospitalisation des jeunes enfants pour une intervention chirurgicale (US Environmental Protection Agency 1992 ; US Surgeon General 1986).

Au cours des dernières années, des preuves cliniques suffisantes ont permis de conclure que le tabagisme passif est associé à une sévérité accrue de l'asthme chez les enfants déjà atteints de la maladie et qu'il entraîne très probablement de nouveaux cas d'asthme chez les enfants (US Environmental Protection Agency 1992 ).

En 1992, l'Environmental Protection Agency des États-Unis (1992) a examiné de manière critique les études sur les symptômes respiratoires et les fonctions pulmonaires chez les non-fumeurs adultes exposés à la FTA, concluant que le tabagisme passif a des effets subtils mais statistiquement significatifs sur la santé respiratoire des adultes non-fumeurs.

Une recherche de la littérature sur l'effet du tabagisme passif sur les maladies respiratoires ou coronariennes chez les travailleurs n'a révélé que quelques études. Les hommes et les femmes qui ont été exposés à la FTA sur le lieu de travail (bureaux, banques, institutions universitaires, etc.) pendant dix ans ou plus avaient une fonction pulmonaire altérée (White et Froeb 1980 ; Masi et al. 1988).

Cancer du poumon

En 1985, le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a examiné l'association entre l'exposition passive à la fumée de tabac et le cancer du poumon chez les non-fumeurs. Bien que dans certaines études, chaque non-fumeur atteint d'un cancer du poumon qui avait signalé une exposition à la FTA ait été interrogé personnellement et ait fourni des informations détaillées sur l'exposition (US National Research Council 1986 ; US EPA 1992 ; US Surgeon General 1986 ; Kabat et Wynder 1984), le Le CIRC a conclu :

Les observations sur les non-fumeurs qui ont été faites jusqu'à présent sont compatibles soit avec un risque accru de tabagisme « passif », soit avec une absence de risque. La connaissance de la nature de la fumée secondaire et principale, des matières absorbées lors du tabagisme «passif» et de la relation quantitative entre la dose et l'effet couramment observée lors de l'exposition à des agents cancérigènes conduit toutefois à la conclusion que le tabagisme passif entraîne certaines risque de cancer (CIRC 1986).

Ainsi, il existe une dichotomie apparente entre les données expérimentales qui soutiennent le concept selon lequel la FTA entraîne un certain risque de cancer, et les données épidémiologiques, qui ne sont pas concluantes en ce qui concerne l'exposition à la FTA et le cancer. Les données expérimentales, y compris les études de biomarqueurs, ont encore renforcé le concept selon lequel la FTA est cancérigène, comme cela a été discuté précédemment. Nous allons maintenant discuter de la mesure dans laquelle les études épidémiologiques qui ont été réalisées depuis le rapport du CIRC cité ont contribué à clarifier la question du cancer du poumon ETS.

Selon les études épidémiologiques antérieures, et dans une trentaine d'études publiées après 30, l'exposition à la FTA des non-fumeurs constituait un facteur de risque de cancer du poumon inférieur à 1985 par rapport au risque d'un non-fumeur sans exposition significative à la FTA (US Environmental Protection Agency 2.0 ; Kabat et Wynder 1992 ; IARC 1984 ; Brownson et al. 1986 ; Brownson et al. 1992). Peu de ces études épidémiologiques, voire aucune, répondent aux critères de causalité dans l'association entre un facteur environnemental ou professionnel et le cancer du poumon. Les critères qui satisfont à ces exigences sont :

1. un degré d'association bien établi (facteur de risque≥3)
2. reproductibilité de l'observation par un certain nombre d'études
3. accord entre la durée d'exposition et l'effet
4. plausibilité biologique.

Une des incertitudes majeures sur les données épidémiologiques réside dans la fiabilité limitée des réponses obtenues en interrogeant les cas et/ou leurs proches sur les habitudes tabagiques des cas. Il semble qu'il y ait généralement concordance entre les antécédents de tabagisme des parents et du conjoint fournis par les cas et les témoins; cependant, il existe de faibles taux de concordance pour la durée et l'intensité du tabagisme (Brownson et al. 1993 ; McLaughlin et al. 1987 ; McLaughlin et al. 1990). Certains enquêteurs ont contesté la fiabilité des informations fournies par les individus concernant leur statut tabagique. Ceci est illustré par une enquête à grande échelle menée dans le sud de l'Allemagne. Une population d'étude sélectionnée au hasard était composée de plus de 3,000 25 hommes et femmes, âgés de 64 à 1984 ans. Ces mêmes personnes ont été interrogées à trois reprises en 1985-1987, en 1988-1989 et à nouveau en 1990-20 sur leurs habitudes tabagiques, tandis qu'à chaque fois l'urine était prélevée sur chaque proposant et analysée pour la cotinine. Les volontaires qui présentaient plus de 800 ng de cotinine par ml d'urine étaient considérés comme des fumeurs. Parmi 6.3 ex-fumeurs qui se sont déclarés non-fumeurs, 6.5 %, 5.2 % et 20 % avaient des taux de cotinine supérieurs à 0.5 ng/ml au cours des trois périodes testées. Les non-fumeurs autoproclamés, qui ont été identifiés comme de vrais fumeurs selon les analyses de cotinine, représentaient respectivement 1.0 %, 0.9 % et 1993 % (Heller et al. XNUMX).

La fiabilité limitée des données obtenues par questionnaire, et le nombre relativement limité de non-fumeurs atteints de cancer du poumon qui n'ont pas été exposés à des agents cancérigènes sur leur lieu de travail, soulignent la nécessité d'une étude épidémiologique prospective avec évaluation de biomarqueurs (par exemple, cotinine, métabolites des hydrocarbures aromatiques polynucléaires, et/ou métabolites du NNK dans les urines) pour apporter une évaluation concluante de la question de causalité entre le tabagisme involontaire et le cancer du poumon. Si de telles études prospectives avec des biomarqueurs représentent une tâche majeure, elles sont essentielles pour répondre aux questions d'exposition qui ont des implications majeures en santé publique.

Fumée de tabac ambiante et milieu de travail

Bien que les études épidémiologiques n'aient jusqu'à présent pas démontré une association causale entre l'exposition à la FTA et le cancer du poumon, il est néanmoins hautement souhaitable de protéger les travailleurs sur le lieu de travail contre l'exposition à la fumée de tabac ambiante. Ce concept est étayé par l'observation selon laquelle l'exposition à long terme des non-fumeurs à la FTA sur le lieu de travail peut entraîner une réduction de la fonction pulmonaire. De plus, dans les environnements professionnels exposés à des agents cancérigènes, le tabagisme involontaire peut augmenter le risque de cancer. Aux États-Unis, l'Environmental Protection Agency a classé la FTA comme cancérogène de groupe A (connu pour l'homme) ; par conséquent, la loi aux États-Unis exige que les employés soient protégés contre l'exposition à la FTA.

Plusieurs mesures peuvent être prises pour protéger le non-fumeur de l'exposition à la FTA : interdire de fumer sur le lieu de travail, ou au moins séparer les fumeurs des non-fumeurs lorsque cela est possible, et s'assurer que les chambres des fumeurs disposent d'un système d'évacuation séparé. L'approche la plus gratifiante et de loin la plus prometteuse consiste à aider les employés qui fument la cigarette dans leurs efforts de sevrage.

Le chantier peut offrir d'excellentes opportunités pour mettre en œuvre des programmes de sevrage tabagique ; en fait, de nombreuses études ont montré que les programmes en milieu de travail ont plus de succès que les programmes en clinique, parce que les programmes parrainés par l'employeur sont de nature plus intensive et qu'ils offrent des incitations économiques et/ou autres (US Surgeon General 1985). Il est également indiqué que l'élimination des maladies pulmonaires chroniques et des cancers d'origine professionnelle ne peut souvent pas se faire sans efforts pour convertir les travailleurs en ex-fumeurs. De plus, les interventions sur le lieu de travail, y compris les programmes de sevrage tabagique, peuvent produire des changements durables dans la réduction de certains facteurs de risque cardiovasculaire pour les employés (Gomel et al. 1993).

Nous apprécions grandement l'assistance éditoriale d'Ilse Hoffmann et la préparation de ce manuscrit par Jennifer Johnting. Ces études sont soutenues par les subventions USPHS CA-29580 et CA-32617 du National Cancer Institute.

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En ce qui concerne les actions visant à réduire l'usage du tabac, les gouvernements doivent garder à l'esprit que si les gens décident eux-mêmes s'ils doivent arrêter de fumer, il est de leur responsabilité de prendre toutes les mesures nécessaires pour les encourager à arrêter. Les mesures prises par les législateurs et les gouvernements de nombreux pays ont été indécises, car si la réduction de l'usage du tabac est une amélioration incontestée de la santé publique - avec des économies concomitantes dans les dépenses de santé publique - il y aurait une série de pertes économiques et de bouleversements dans de nombreux secteurs, au moins de nature temporaire. La pression que les organisations et agences internationales de la santé et de l'environnement peuvent exercer à cet égard est très importante, car de nombreux pays peuvent assouplir les mesures contre l'usage du tabac en raison de problèmes économiques, en particulier si le tabac est une source importante de revenus.

Cet article décrit brièvement les mesures réglementaires qui peuvent être adoptées pour réduire le tabagisme dans un pays.

Avertissements sur les paquets de cigarettes

L'une des premières mesures adoptées dans de nombreux pays consiste à exiger que les paquets de cigarettes portent bien en évidence l'avertissement que fumer nuit gravement à la santé du fumeur. Cet avertissement, dont le but n'est pas tant d'exercer un effet immédiat sur le fumeur, mais plutôt de montrer que le gouvernement est préoccupé par le problème, crée un climat psychologique qui favorisera l'adoption de mesures ultérieures qui seraient autrement considérées comme agressives par la population fumeuse.

Certains experts préconisent l'inclusion de ces avertissements sur les cigares et le tabac à pipe. Mais l'opinion plus générale est que ces avertissements sont inutiles, car les personnes qui utilisent ce type de tabac n'inhalent normalement pas la fumée, et l'extension de ces avertissements conduirait plus probablement à un mépris des messages dans leur ensemble. C'est pourquoi l'opinion dominante est que les avertissements ne doivent être appliqués qu'aux paquets de cigarettes. Une référence à la fumée secondaire n'a pas, pour l'instant, été envisagée, mais ce n'est pas une option à écarter.

Interdiction de fumer dans les espaces publics

L'interdiction de fumer dans les espaces publics est l'un des instruments réglementaires les plus efficaces. Ces interdictions peuvent réduire considérablement le nombre de personnes exposées à la fumée secondaire et, en outre, peuvent réduire la consommation quotidienne de cigarettes des fumeurs. Les plaintes courantes des propriétaires d'espaces publics, tels que les hôtels, les restaurants, les installations de loisirs, les salles de danse, les théâtres, etc., reposent sur l'argument selon lequel ces mesures entraîneront une perte de clientèle. Cependant, si les gouvernements appliquent ces mesures de manière généralisée, l'impact négatif d'une perte de clientèle ne se produira que dans la première phase, car les gens finiront par s'adapter à la nouvelle situation.

Une autre possibilité est la conception d'espaces spécifiques pour les fumeurs. La séparation des fumeurs des non-fumeurs doit être efficace afin d'obtenir les avantages souhaités, en créant des barrières qui empêchent les non-fumeurs d'inhaler la fumée de tabac. La séparation doit donc être physique et, si le système de climatisation utilise de l'air recyclé, l'air des zones fumeurs ne doit pas être mélangé à celui des zones non-fumeurs. Créer des espaces pour les fumeurs implique donc des dépenses de construction et de cloisonnement, mais peut être une solution pour ceux qui veulent servir le public fumeur.

Outre les endroits où il est évidemment interdit de fumer pour des raisons de sécurité en raison d'une éventuelle explosion ou d'un incendie, il devrait également y avoir des zones - telles que les installations sanitaires et sportives, les écoles et les garderies - où il est interdit de fumer même s'il n'y a pas de sécurité. risques de ce genre.

Interdiction de fumer au travail

Les restrictions à l'usage du tabac sur le lieu de travail peuvent également être envisagées à la lumière de ce qui précède. Les gouvernements et les propriétaires d'entreprises, en collaboration avec les syndicats, peuvent mettre en place des programmes visant à réduire l'usage du tabac au travail. Les campagnes visant à réduire le tabagisme au travail sont généralement couronnées de succès.

Dans la mesure du possible, il est recommandé de créer des espaces non-fumeurs pour établir une politique contre le tabagisme et soutenir les personnes qui défendent le droit de ne pas être des fumeurs passifs. En cas de conflit entre un fumeur et un non-fumeur, la réglementation doit toujours laisser prévaloir le non-fumeur, et chaque fois qu'ils ne peuvent être séparés, le fumeur doit être contraint de s'abstenir de fumer au poste de travail.

Outre les lieux où, pour des raisons de santé ou de sécurité, il convient d'interdire de fumer, la possibilité d'une synergie entre les effets de la pollution chimique sur le lieu de travail et la fumée de tabac ne doit pas non plus être ignorée dans d'autres zones. Le poids de ces considérations se traduira sans aucun doute par une large extension des restrictions à l'usage du tabac, en particulier dans les lieux de travail industriels.

Pression économique accrue contre le tabac

Un autre outil réglementaire sur lequel les gouvernements s'appuient pour freiner l'usage du tabac consiste à prélever des taxes plus élevées, principalement sur les cigarettes. Cette politique vise à faire baisser la consommation de tabac, ce qui justifierait la relation inverse entre le prix du tabac et sa consommation et qui peut être mesurée en comparant la situation dans différents pays. Elle est considérée comme efficace là où la population est prévenue des dangers du tabagisme et informée de la nécessité d'arrêter d'en consommer. Une augmentation du prix du tabac peut être une motivation pour arrêter de fumer. Cette politique a cependant de nombreux opposants, qui fondent leurs critiques sur des arguments brièvement évoqués ci-dessous.

En premier lieu, selon de nombreux spécialistes, l'augmentation du prix du tabac pour des raisons fiscales est suivie d'une réduction temporaire de l'usage du tabac, suivie d'un retour progressif aux niveaux de consommation antérieurs au fur et à mesure que les fumeurs s'habituent aux nouveaux le prix. En d'autres termes, les fumeurs assimilent une hausse du prix du tabac de la même façon qu'on s'habitue à d'autres taxes ou à la hausse du coût de la vie.

En second lieu, une évolution des habitudes des fumeurs a également été observée. Lorsque les prix augmentent, ils ont tendance à rechercher des marques moins chères de qualité inférieure qui présentent probablement aussi un plus grand risque pour leur santé (car elles manquent de filtres ou contiennent des quantités plus élevées de goudron et de nicotine). Cette évolution peut aller jusqu'à inciter les fumeurs à adopter l'habitude de fabriquer des cigarettes artisanales, ce qui éliminerait complètement toute possibilité de maîtriser le problème.

En troisième lieu, de nombreux experts sont d'avis que des mesures de ce type tendent à renforcer la croyance selon laquelle le gouvernement accepte le tabac et sa consommation comme un autre moyen de percevoir des impôts, conduisant à la croyance contradictoire que ce que le gouvernement veut vraiment, c'est que les gens fument pour qu'elle puisse récolter plus d'argent avec la taxe spéciale sur le tabac.

Limiter la publicité

Une autre arme utilisée par les gouvernements pour réduire la consommation de tabac est de restreindre ou tout simplement d'interdire toute publicité pour le produit. Les gouvernements et de nombreuses organisations internationales ont pour politique d'interdire la publicité pour le tabac dans certains domaines, tels que les sports (au moins certains sports), les soins de santé, l'environnement et l'éducation. Cette politique présente des avantages incontestables, d'autant plus efficaces qu'elle élimine la publicité dans les milieux qui touchent les jeunes à un moment où ils sont susceptibles de commencer à fumer.

Programmes publics qui encouragent les gens à arrêter de fumer

L'utilisation de campagnes anti-tabac comme une pratique normale, adéquatement financée et organisée comme une règle de conduite dans certains domaines, tels que le monde du travail, s'est avérée très efficace.

Campagnes pour éduquer les fumeurs

En complément de ce qui a été dit plus haut, éduquer les fumeurs pour qu'ils fument « mieux » et réduisent leur consommation de cigarettes est une autre avenue à la disposition des gouvernements pour réduire les effets néfastes du tabagisme sur la population. Ces efforts doivent viser à réduire la consommation quotidienne de cigarettes, à inhiber au maximum l'inhalation de fumée, à ne pas fumer les mégots de cigarettes (la toxicité de la fumée augmente vers la fin de la cigarette), à ​​ne pas garder la cigarette régulièrement sur les lèvres et à adopter des préférences pour les marques à faible teneur en goudron et en nicotine.

Les mesures de ce type ne réduisent évidemment pas le nombre de fumeurs, mais elles réduisent le nombre de fumeurs qui souffrent de leur habitude. Il y a des arguments contre ce type de remède parce qu'il peut donner l'impression que fumer n'est pas intrinsèquement une mauvaise habitude, puisqu'on dit aux fumeurs comment fumer au mieux.

Remarques finales

L'action réglementaire et législative des différents gouvernements est lente et pas suffisamment efficace, surtout compte tenu de ce qui serait nécessaire en raison des problèmes causés par l'usage du tabac. C'est souvent le cas en raison d'obstacles juridiques à la mise en œuvre de telles mesures, d'arguments contre la concurrence déloyale ou même de la protection du droit de l'individu à fumer. Les progrès dans l'utilisation des réglementations ont été lents, mais ils sont néanmoins réguliers. En revanche, il convient de garder à l'esprit la différence entre les fumeurs actifs et les fumeurs passifs ou d'occasion. Toutes les mesures qui aideraient quelqu'un à arrêter de fumer, ou du moins à réduire efficacement sa consommation quotidienne, devraient s'adresser au fumeur ; tout le poids de la réglementation doit peser contre cette habitude. Le fumeur passif devrait recevoir tous les arguments possibles pour défendre son droit de ne pas inhaler la fumée de tabac et pour défendre le droit de profiter d'environnements sans fumée à la maison, au travail et dans les loisirs.

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Du point de vue de la pollution, l'air intérieur en milieu non industriel présente plusieurs caractéristiques qui le différencient de l'air extérieur, ou atmosphérique, et de l'air des lieux de travail industriels. Outre les contaminants présents dans l'air atmosphérique, l'air intérieur comprend également les contaminants générés par les matériaux de construction et par les activités qui s'y déroulent. Les concentrations de contaminants dans l'air intérieur ont tendance à être identiques ou inférieures aux concentrations trouvées dans l'air extérieur, selon la ventilation; les contaminants générés par les matériaux de construction sont généralement différents de ceux que l'on trouve dans l'air extérieur et peuvent être présents à des concentrations élevées, tandis que ceux générés par les activités à l'intérieur du bâtiment dépendent de la nature de ces activités et peuvent être les mêmes que ceux que l'on trouve dans l'air extérieur, car dans le cas du CO et du CO₂.

Pour cette raison, le nombre de contaminants trouvés dans l'air intérieur non industriel est important et varié et les niveaux de concentration sont faibles (sauf dans les cas où il existe une source génératrice importante); ils varient en fonction des conditions atmosphériques/climatologiques, du type ou des caractéristiques du bâtiment, de sa ventilation et des activités qui y sont exercées.

Une grande partie de la méthodologie utilisée pour mesurer la qualité de l'air intérieur découle de l'hygiène industrielle et des mesures d'immission de l'air extérieur. Il existe peu de méthodes analytiques validées spécifiquement pour ce type de tests, bien que certaines organisations, telles que l'Organisation mondiale de la santé et l'Environmental Protection Agency aux États-Unis mènent des recherches dans ce domaine. Un obstacle supplémentaire est le manque d'informations sur la relation exposition-effet lorsqu'il s'agit d'expositions à long terme à de faibles concentrations de polluants.

Les méthodes d'analyse utilisées pour l'hygiène industrielle sont conçues pour mesurer des concentrations élevées et ne sont pas définies pour de nombreux polluants, alors que le nombre de contaminants dans l'air intérieur peut être important et varié et que les niveaux de concentration peuvent être faibles, sauf dans certains cas. La plupart des méthodes utilisées en hygiène industrielle reposent sur le prélèvement d'échantillons et leur analyse ; nombre de ces méthodes peuvent être appliquées à l'air intérieur si plusieurs facteurs sont pris en compte : ajustement des méthodes aux concentrations typiques ; augmenter leur sensibilité sans nuire à la précision (par exemple, augmenter le volume d'air testé) ; et valider leur spécificité.

Les méthodes analytiques utilisées pour mesurer les concentrations de polluants dans l'air extérieur sont similaires à celles utilisées pour l'air intérieur, et donc certaines peuvent être utilisées directement pour l'air intérieur tandis que d'autres peuvent être facilement adaptées. Cependant, il est important de garder à l'esprit que certaines méthodes sont conçues pour une lecture directe d'un échantillon, tandis que d'autres nécessitent une instrumentation encombrante et parfois bruyante et utilisent de grands volumes d'air échantillonné qui peuvent fausser la lecture.

Planifier les lectures

La démarche traditionnelle dans le domaine de la maîtrise de l'environnement des lieux de travail permet d'améliorer la qualité de l'air intérieur. Elle consiste à identifier et quantifier un problème, proposer des mesures correctives, s'assurer que ces mesures sont mises en œuvre, puis évaluer leur efficacité après un certain temps. Cette procédure courante n'est pas toujours la plus adéquate car souvent une telle évaluation exhaustive, incluant le prélèvement de nombreux échantillons, n'est pas nécessaire. Des mesures exploratoires, qui peuvent aller d'une inspection visuelle à un dosage de l'air ambiant par des méthodes de lecture directe, et qui peuvent fournir une concentration approximative de polluants, sont suffisantes pour résoudre bon nombre des problèmes existants. Une fois que des mesures correctives ont été prises, les résultats peuvent être évalués par une deuxième mesure, et seulement lorsqu'il n'y a pas de preuve claire d'une amélioration, une inspection plus approfondie (avec des mesures approfondies) ou une étude analytique complète peut être entreprise (Swedish Work Fonds pour l'environnement 1988).

Les principaux avantages d'une telle procédure exploratoire par rapport à la plus traditionnelle sont l'économie, la rapidité et l'efficacité. Elle nécessite un personnel compétent et expérimenté et l'utilisation d'équipements adaptés. La figure 1 résume les objectifs des différentes étapes de cette procédure.

Figure 1. Planification des lectures pour l'évaluation exploratoire.

Stratégie d'échantillonnage

Le contrôle analytique de la qualité de l'air intérieur doit être envisagé en dernier recours seulement après que la mesure exploratoire n'a pas donné de résultats positifs, ou si une évaluation ou un contrôle complémentaire des tests initiaux est nécessaire.

En supposant une connaissance préalable des sources de pollution et des types de contaminants, les échantillons, même en nombre limité, doivent être représentatifs des différents espaces étudiés. L'échantillonnage doit être planifié pour répondre aux questions Quoi ? Comment? Où? et quand?

Quoi

Les polluants en question doivent être identifiés à l'avance et, compte tenu des différents types d'informations qui peuvent être obtenues, il convient de décider s'il convient émission or immission mesures.

Les mesures d'émissions pour la qualité de l'air intérieur peuvent déterminer l'influence de différentes sources de pollution, des conditions climatiques, des caractéristiques du bâtiment et de l'intervention humaine, ce qui nous permet de contrôler ou de réduire les sources d'émissions et d'améliorer la qualité de l'air intérieur. Il existe différentes techniques pour effectuer ce type de mesure : placer un système de collecte à côté de la source de l'émission, définir une zone de travail limitée et étudier les émissions comme si elles représentaient des conditions générales de travail, ou travailler dans des conditions simulées en appliquant des systèmes de surveillance qui s'appuient sur mesures de l'espace de tête.

Les mesures d'immissions permettent de déterminer le niveau de pollution de l'air intérieur dans les différentes zones compartimentées du bâtiment, permettant de réaliser une cartographie des pollutions pour l'ensemble de la structure. A partir de ces mesures et en identifiant les différentes zones où les personnes ont exercé leurs activités et en calculant le temps qu'elles ont passé à chaque tâche, il sera possible de déterminer les niveaux d'exposition. Une autre façon de procéder consiste à demander aux travailleurs de porter des dispositifs de surveillance pendant qu'ils travaillent.

Il peut être plus pratique, si le nombre de polluants est important et varié, de sélectionner quelques substances représentatives afin que la lecture soit représentative et pas trop coûteuse.

Comment

Le choix du type de lecture à effectuer dépendra de la méthode disponible (lecture directe ou prélèvement et analyse) et de la technique de mesure : émission ou immission.

Où

L'emplacement choisi doit être le plus approprié et le plus représentatif pour l'obtention d'échantillons. Cela nécessite de connaître le bâtiment étudié : son orientation par rapport au soleil, le nombre d'heures d'ensoleillement direct, le nombre d'étages, le type de compartimentage, si la ventilation est naturelle ou forcée, si ses fenêtres peuvent être ouvertes, etc. Connaître la source des plaintes et des problèmes est également nécessaire, par exemple, s'ils se produisent dans les étages supérieurs ou inférieurs, ou dans les zones proches ou éloignées des fenêtres, ou dans les zones mal ventilées ou éclairées, entre autres lieux. La sélection des meilleurs sites pour prélever les échantillons sera basée sur toutes les informations disponibles concernant les critères mentionnés ci-dessus.

Quand

Décider quand prendre les lectures dépendra de la façon dont les concentrations de polluants atmosphériques changent par rapport au temps. La pollution peut être détectée dès le matin, pendant la journée de travail ou en fin de journée ; il peut être détecté en début ou en fin de semaine ; pendant l'hiver ou l'été; lorsque la climatisation est allumée ou éteinte ; ainsi qu'à d'autres moments.

Pour répondre correctement à ces questions, la dynamique de l'environnement intérieur donné doit être connue. Il est également nécessaire de connaître les objectifs des mesures effectuées, qui seront basés sur les types de polluants qui sont étudiés. La dynamique des ambiances intérieures est influencée par la diversité des sources de pollution, les différences physiques des espaces concernés, le type de compartimentage, le type de ventilation et de climatisation utilisé, les conditions atmosphériques extérieures (vent, température, saison, etc. ) et les caractéristiques du bâtiment (nombre de fenêtres, leur orientation, etc.).

Les objectifs des mesures détermineront si l'échantillonnage sera effectué sur des intervalles courts ou longs. Si l'on pense que les effets sur la santé des contaminants donnés sont à long terme, il s'ensuit que les concentrations moyennes doivent être mesurées sur de longues périodes. Pour les substances qui ont des effets aigus mais non cumulatifs, des mesures sur de courtes périodes sont suffisantes. Si des émissions intenses de courte durée sont suspectées, un échantillonnage fréquent sur de courtes périodes est nécessaire afin de détecter le moment de l'émission. Il ne faut toutefois pas négliger le fait que, dans de nombreux cas, les choix possibles dans le type de méthodes d'échantillonnage utilisées peuvent être déterminés par les méthodes analytiques disponibles ou requises.

Si, après examen de toutes ces questions, il n'est pas suffisamment clair quelle est la source du problème, ou quand le problème survient le plus fréquemment, la décision quant à l'endroit et au moment de prélever des échantillons doit être prise au hasard, en calculant le nombre d'échantillons comme fonction de la fiabilité et du coût attendus.

Techniques de mesure

Les méthodes disponibles pour prélever des échantillons d'air intérieur et pour leur analyse peuvent être regroupées en deux types : les méthodes qui impliquent une lecture directe et celles qui impliquent le prélèvement d'échantillons pour une analyse ultérieure.

Les méthodes basées sur une lecture directe sont celles par lesquelles le prélèvement de l'échantillon et la mesure de la concentration des polluants se font simultanément ; ils sont rapides et la mesure est instantanée, ce qui permet d'obtenir des données précises à un coût relativement faible. Ce groupe comprend tubes colorimétriques et moniteurs spécifiques.

L'utilisation de tubes colorimétriques est basée sur le changement de couleur d'un réactif spécifique lorsqu'il entre en contact avec un polluant donné. Les plus couramment utilisés sont les tubes qui contiennent un réactif solide et l'air est aspiré à travers eux à l'aide d'une pompe manuelle. Évaluer la qualité de l'air intérieur avec des tubes colorimétriques n'est utile que pour des mesures exploratoires et pour mesurer des émissions sporadiques car leur sensibilité est généralement faible, sauf pour certains polluants comme le CO et le CO₂ que l'on peut trouver à fortes concentrations dans l'air intérieur. Il est important de garder à l'esprit que la précision de cette méthode est faible et que l'interférence de contaminants inattendus est souvent un facteur.

Dans le cas de moniteurs spécifiques, la détection des polluants est basée sur des principes physiques, électriques, thermiques, électromagnétiques et chimioélectromagnétiques. La plupart des moniteurs de ce type permettent d'effectuer des mesures de courte ou longue durée et d'obtenir un profil de contamination sur un site donné. Leur précision est déterminée par leurs fabricants respectifs et leur utilisation correcte nécessite des étalonnages périodiques au moyen d'atmosphères contrôlées ou de mélanges gazeux certifiés. Les moniteurs deviennent de plus en plus précis et leur sensibilité plus fine. Beaucoup ont une mémoire intégrée pour stocker les lectures, qui peuvent ensuite être téléchargées sur des ordinateurs pour la création de bases de données et l'organisation et la récupération faciles des résultats.

Les méthodes d'échantillonnage et les analyses peuvent être classées en infection (ou dynamique) et passif, selon la technique.

Avec les systèmes actifs, cette pollution peut être collectée en forçant l'air à travers des dispositifs collecteurs dans lesquels le polluant est capté, concentrant l'échantillon. Ceci est accompli avec des filtres, des solides adsorbants et des solutions absorbantes ou réactives qui sont placés dans des barboteurs ou sont imprégnés sur un matériau poreux. L'air est ensuite forcé à travers et le contaminant, ou les produits de sa réaction, sont analysés. Pour l'analyse de l'air échantillonné avec des systèmes actifs, les exigences sont un fixateur, une pompe pour déplacer l'air et un système pour mesurer le volume d'air échantillonné, soit directement, soit en utilisant les données de débit et de durée.

Le débit et le volume d'air prélevé sont spécifiés dans les manuels de référence ou doivent être déterminés par des essais préalables et dépendront de la quantité et du type d'absorbant ou d'adsorbant utilisé, des polluants mesurés, du type de mesure (émission ou immission ) et l'état de l'air ambiant lors du prélèvement de l'échantillon (humidité, température, pression). L'efficacité du prélèvement augmente en diminuant le taux d'apport ou en augmentant la quantité de fixateur utilisé, directement ou en tandem.

Un autre type de prélèvement actif est la capture directe de l'air dans un sac ou tout autre contenant inerte et imperméable. Ce type de prélèvement est utilisé pour certains gaz (CO, CO₂H₂ALORS₂) et est utile comme mesure exploratoire lorsque le type de polluant est inconnu. L'inconvénient est que sans concentration de l'échantillon, la sensibilité peut être insuffisante et un traitement en laboratoire supplémentaire peut être nécessaire pour augmenter la concentration.

Les systèmes passifs captent les polluants par diffusion ou perméation sur une base qui peut être un adsorbant solide, seul ou imprégné d'un réactif spécifique. Ces systèmes sont plus pratiques et faciles à utiliser que les systèmes actifs. Ils ne nécessitent pas de pompes pour capturer l'échantillon ni de personnel hautement qualifié. Mais la capture de l'échantillon peut prendre beaucoup de temps et les résultats ont tendance à ne fournir que des niveaux de concentration moyens. Cette méthode ne peut pas être utilisée pour mesurer les concentrations maximales; dans ces cas, des systèmes actifs doivent être utilisés à la place. Pour utiliser correctement les systèmes passifs, il est important de connaître la vitesse à laquelle chaque polluant est capté, qui dépendra du coefficient de diffusion du gaz ou de la vapeur et de la conception du moniteur.

Le tableau 1 présente les principales caractéristiques de chaque méthode d'échantillonnage et le tableau 2 décrit les différentes méthodes utilisées pour recueillir et analyser les échantillons pour les polluants de l'air intérieur les plus importants.

Tableau 1. Méthodologie de prélèvement des échantillons

+ Signifie que la méthode donnée est adaptée à la méthode de mesure ou aux critères de mesure souhaités.

Tableau 2. Méthodes de détection des gaz dans l'air intérieur

— = Méthode inadaptée au polluant.
^a GC = chromatographie en phase gazeuse.
^b UV-Vis = spectrophotométrie ultraviolette visible.
^c HPLC = chromatographie liquide de haute précision.
^d CD = détecteur à capture d'électrons.
^e FID = détecteur de flamme à ionisation.
^f NPD = détecteur azote/phosphore.
^g PID = détecteur à photoionisation.
^h MS = spectrométrie de masse.

Sélection de la méthode

Pour choisir la meilleure méthode d'échantillonnage, il faut d'abord déterminer qu'il existe des méthodes validées pour les polluants étudiés et s'assurer que les instruments et matériaux appropriés sont disponibles pour recueillir et analyser le polluant. Il faut généralement connaître leur coût et la sensibilité requise pour le travail, ainsi que les éléments qui peuvent interférer avec la mesure, compte tenu de la méthode choisie.

Une estimation des concentrations minimales de ce que l'on souhaite mesurer est très utile lors de l'évaluation de la méthode utilisée pour analyser l'échantillon. La concentration minimale requise est directement liée à la quantité de polluant qui peut être recueillie compte tenu des conditions spécifiées par la méthode utilisée (c.-à-d. le type de système utilisé pour capter le polluant ou la durée du prélèvement et le volume d'air échantillonné). Cette quantité minimale est ce qui détermine la sensibilité requise de la méthode utilisée pour l'analyse ; il peut être calculé à partir de données de référence trouvées dans la littérature pour un polluant ou un groupe de polluants particulier, si elles ont été obtenues par une méthode similaire à celle qui sera utilisée. Par exemple, s'il s'avère que des concentrations d'hydrocarbures de 30 (mg/m³) se trouvent couramment dans la zone étudiée, la méthode d'analyse utilisée doit permettre de mesurer facilement ces concentrations. Si l'échantillon est obtenu avec un tube de charbon actif en quatre heures et avec un débit de 0.5 litre par minute, la quantité d'hydrocarbures recueillie dans l'échantillon est calculée en multipliant le débit de la substance par la période de temps contrôlée. Dans l'exemple donné, cela équivaut à :

d'hydrocarbures  

Toute méthode de détection d'hydrocarbures nécessitant que la quantité dans l'échantillon soit inférieure à 3.6 μg peut être utilisée pour cette application.

Une autre estimation pourrait être calculée à partir de la limite maximale établie comme limite admissible pour l'air intérieur pour le polluant mesuré. Si ces chiffres n'existent pas et que les concentrations habituelles trouvées dans l'air intérieur ne sont pas connues, ni la vitesse à laquelle le polluant est rejeté dans l'espace, des approximations peuvent être utilisées en fonction des niveaux potentiels du polluant qui peuvent affecter négativement la santé . La méthode choisie doit être capable de mesurer 10 % de la limite établie ou de la concentration minimale pouvant affecter la santé. Même si la méthode d'analyse choisie a un degré de sensibilité acceptable, il est possible de trouver des concentrations de polluants inférieures à la limite inférieure de détection de la méthode choisie. Ceci doit être gardé à l'esprit lors du calcul des concentrations moyennes. Par exemple, si sur dix lectures prises trois sont en dessous de la limite de détection, deux moyennes doivent être calculées, l'une attribuant à ces trois lectures la valeur de zéro et une autre leur donnant la limite de détection la plus basse, ce qui donne une moyenne minimale et une moyenne maximale. La vraie moyenne mesurée se trouvera entre les deux.

Procédures analytiques

Le nombre de polluants de l'air intérieur est important et on les trouve en petites concentrations. La méthodologie qui a été disponible est basée sur l'adaptation des méthodes utilisées pour surveiller la qualité de l'extérieur, de l'atmosphère, de l'air et de l'air en situation industrielle. L'adaptation de ces méthodes pour l'analyse de l'air intérieur implique de changer la gamme de concentration recherchée, lorsque la méthode le permet, en utilisant des temps de prélèvement plus longs et des quantités plus importantes d'absorbants ou d'adsorbants. Toutes ces modifications sont appropriées lorsqu'elles n'entraînent pas de perte de fiabilité ou de précision. La mesure d'un mélange de contaminants est généralement coûteuse et les résultats obtenus imprécis. Dans de nombreux cas, tout ce qui sera déterminé sera un profil de pollution qui indiquera le niveau de contamination pendant les intervalles d'échantillonnage, par rapport à l'air pur, à l'air extérieur ou à d'autres espaces intérieurs. Les moniteurs à lecture directe sont utilisés pour surveiller le profil de pollution et peuvent ne pas convenir s'ils sont trop bruyants ou trop grands. Des moniteurs de plus en plus petits et silencieux, offrant plus de précision et de sensibilité, sont en cours de conception. Le tableau 3 présente sommairement l'état actuel des méthodes utilisées pour mesurer les différents types de contaminants.

Tableau 3. Méthodes utilisées pour l'analyse des polluants chimiques

^a ++ = le plus couramment utilisé ; + = moins couramment utilisé ; – = sans objet.

Analyse des gaz

Les méthodes actives sont les plus courantes pour l'analyse des gaz, et sont réalisées à l'aide de solutions absorbantes ou de solides adsorbants, ou en prélevant directement un échantillon d'air avec une poche ou tout autre récipient inerte et étanche. Afin d'éviter la perte d'une partie de l'échantillon et d'augmenter la précision de la lecture, le volume de l'échantillon doit être plus faible et la quantité d'absorbant ou d'adsorbant utilisée doit être plus importante que pour les autres types de pollution. Des précautions doivent également être prises lors du transport et du stockage de l'échantillon (en le maintenant à basse température) et en minimisant le temps avant que l'échantillon ne soit testé. Les méthodes de lecture directe sont largement utilisées pour mesurer les gaz en raison de l'amélioration considérable des capacités des moniteurs modernes, qui sont plus sensibles et plus précis qu'auparavant. En raison de leur facilité d'utilisation et du niveau et du type d'informations qu'ils fournissent, ils remplacent de plus en plus les méthodes d'analyse traditionnelles. Le tableau 4 présente les seuils minimaux de détection des différents gaz étudiés compte tenu de la méthode de prélèvement et d'analyse utilisée.

Tableau 4. Limites de détection inférieures pour certains gaz par les moniteurs utilisés pour évaluer la qualité de l'air intérieur

^a Les moniteurs de dioxyde de carbone qui utilisent la spectroscopie infrarouge sont toujours suffisamment sensibles.
^b Moniteurs passifs (durée d'exposition).

Ces gaz sont des polluants courants dans l'air intérieur. Ils sont mesurés à l'aide de moniteurs qui les détectent directement par des moyens électrochimiques ou infrarouges, même si les détecteurs infrarouges ne sont pas très sensibles. Ils peuvent également être mesurés en prélevant des échantillons d'air directement avec des sacs inertes et en analysant l'échantillon par chromatographie en phase gazeuse avec un détecteur à ionisation de flamme, transformant d'abord les gaz en méthane au moyen d'une réaction catalytique. Les détecteurs à conduction thermique sont généralement suffisamment sensibles pour mesurer des concentrations normales de CO₂.

Dioxyde d'azote

Des méthodes ont été développées pour détecter le dioxyde d'azote, NO₂, dans l'air intérieur en utilisant des moniteurs passifs et en prélevant des échantillons pour une analyse ultérieure, mais ces méthodes ont présenté des problèmes de sensibilité qui, espérons-le, seront surmontés à l'avenir. La méthode la plus connue est le tube Palmes, qui a une limite de détection de 300 ppb. Pour les situations non industrielles, l'échantillonnage doit être d'au moins cinq jours afin d'obtenir une limite de détection de 1.5 ppb, soit trois fois la valeur du blanc pour une exposition d'une semaine. Des moniteurs portables qui mesurent en temps réel ont également été développés sur la base de la réaction de chimiluminescence entre le NO₂ et le réactif luminol, mais les résultats obtenus par cette méthode peuvent être affectés par la température et leur linéarité et sensibilité dépendent des caractéristiques de la solution de luminol utilisée. Les moniteurs dotés de capteurs électrochimiques ont une sensibilité améliorée, mais sont sujets aux interférences des composés contenant du soufre (Freixa 1993).

le dioxyde de soufre

Une méthode spectrophotométrique est utilisée pour mesurer le dioxyde de soufre, SO₂, dans un environnement intérieur. L'échantillon d'air est barboté à travers une solution de tétrachloromercuriate de potassium pour former un complexe stable qui est à son tour mesuré par spectrophotométrie après réaction avec la pararosaniline. D'autres méthodes sont basées sur la photométrie de flamme et la fluorescence ultraviolette pulsée, et il existe également des méthodes basées sur la dérivation de la mesure avant l'analyse spectroscopique. Ce type de détection, qui a été utilisé pour les moniteurs d'air extérieur, n'est pas adapté à l'analyse de l'air intérieur en raison d'un manque de spécificité et parce que beaucoup de ces moniteurs nécessitent un système de ventilation pour éliminer les gaz qu'ils génèrent. Parce que les émissions de SO₂ ont été considérablement réduits et qu'il n'est pas considéré comme un polluant important de l'air intérieur, le développement de moniteurs pour sa détection n'a pas beaucoup avancé. Cependant, il existe des instruments portables disponibles sur le marché qui peuvent détecter le SO₂ basée sur la détection de pararosaniline (Freixa 1993).

Ozone

Ozone, Ô₃, ne peut être trouvé dans des environnements intérieurs que dans des situations particulières dans lesquelles il est généré en continu, car il se désintègre rapidement. Elle est mesurée par des méthodes de lecture directe, par des tubes colorimétriques et par des méthodes de chimiluminescence. Il peut également être détecté par des méthodes utilisées en hygiène industrielle facilement adaptables à l'air intérieur. L'échantillon est obtenu avec une solution absorbante d'iodure de potassium en milieu neutre puis soumis à une analyse spectrophotométrique.

Formaldéhyde

Le formaldéhyde est un polluant important de l'air intérieur et, en raison de ses caractéristiques chimiques et toxiques, une évaluation individualisée est recommandée. Il existe différentes méthodes de détection du formaldéhyde dans l'air, toutes basées sur des prélèvements pour analyse ultérieure, avec fixation active ou par diffusion. La méthode de capture la plus appropriée sera déterminée par le type d'échantillon (émission ou immission) utilisé et la sensibilité de la méthode d'analyse. Les méthodes traditionnelles sont basées sur l'obtention d'un échantillon en faisant barboter de l'air dans de l'eau distillée ou une solution de bisulfate de sodium à 1 % à 5°C, puis en l'analysant par des méthodes spectrofluorimétriques. Pendant que l'échantillon est stocké, il doit également être conservé à 5°C. ALORS₂ et les composants de la fumée de tabac peuvent créer des interférences. Les systèmes ou méthodes actifs captant les polluants par diffusion avec des adsorbants solides sont de plus en plus utilisés dans l'analyse de l'air intérieur ; ils sont tous constitués d'une base qui peut être un filtre ou un solide saturé d'un réactif, tel que le bisulfate de sodium ou la 2,4-diphénylhydrazine. Les méthodes qui capturent le polluant par diffusion, outre les avantages généraux de cette méthode, sont plus sensibles que les méthodes actives car le temps nécessaire pour obtenir l'échantillon est plus long (Freixa 1993).

Détection des composés organiques volatils (COV)

Les méthodes utilisées pour mesurer ou surveiller les vapeurs organiques dans l'air intérieur doivent répondre à une série de critères : elles doivent avoir une sensibilité de l'ordre de parties par milliard (ppb) à parties par billion (ppt), les instruments utilisés pour prélever l'échantillon ou faire une lecture directe doit être portable et facile à manipuler sur le terrain, et les résultats obtenus doivent être précis et reproductibles. Il existe un grand nombre de méthodes répondant à ces critères, mais les plus utilisées pour analyser l'air intérieur sont basées sur le prélèvement et l'analyse d'échantillons. Il existe des méthodes de détection directe qui consistent en des chromatographes en phase gazeuse portables avec différentes méthodes de détection. Ces instruments sont coûteux, leur manipulation est sophistiquée et ils ne peuvent être utilisés que par du personnel qualifié. Pour les composés organiques polaires et non polaires qui ont un point d'ébullition entre 0°C et 300°C, l'adsorbant le plus largement utilisé à la fois pour les systèmes d'échantillonnage actifs et passifs a été le charbon actif. Des polymères poreux et des résines polymères, telles que Tenax GC, XAD-2 et Ambersorb sont également utilisés. Le plus utilisé d'entre eux est le Tenax. Les échantillons obtenus avec du charbon actif sont extraits au sulfure de carbone et ils sont analysés par chromatographie en phase gazeuse avec des détecteurs à ionisation de flamme, à capture d'électrons ou à spectrométrie de masse, suivis d'analyses qualitatives et quantitatives. Les échantillons obtenus avec Tenax sont généralement extraits par désorption thermique à l'hélium et sont condensés dans un piège froid à azote avant d'être introduits dans le chromatographe. Une autre méthode courante consiste à obtenir directement des échantillons, en utilisant des sacs ou des récipients inertes, en alimentant directement en air le chromatographe en phase gazeuse ou en concentrant d'abord l'échantillon avec un adsorbant et un piège à froid. Les limites de détection de ces méthodes dépendent du composé analysé, du volume de l'échantillon prélevé, de la pollution de fond et des limites de détection de l'instrument utilisé. Parce qu'il est impossible de quantifier chacun des composés présents, la quantification se fait normalement par familles, en utilisant comme référence des composés caractéristiques de chaque famille de composés. Lors de la détection des COV dans l'air intérieur, la pureté des solvants utilisés est très importante. Si la désorption thermique est utilisée, la pureté des gaz est également importante.

Détection de pesticides

Pour détecter les pesticides dans l'air intérieur, les méthodes couramment employées consistent à prélever des échantillons avec des adsorbants solides, bien que l'utilisation de barboteurs et de systèmes mixtes ne soit pas exclue. L'adsorbant solide le plus couramment utilisé a été le polymère poreux Chromosorb 102, bien que les mousses de polyuréthane (PUF) capables de capturer un plus grand nombre de pesticides soient de plus en plus utilisées. Les méthodes d'analyse varient selon la méthode d'échantillonnage et le pesticide. Habituellement, ils sont analysés en utilisant la chromatographie en phase gazeuse avec différents détecteurs spécifiques, de la capture d'électrons à la spectrométrie de masse. Le potentiel de ces derniers pour identifier des composés est considérable. L'analyse de ces composés pose certains problèmes, parmi lesquels la contamination des pièces en verre des systèmes de prélèvement par des traces de polychlorobiphényles (PCB), de phtalates ou de pesticides.

Détection de poussières ou de particules environnementales

Pour la capture et l'analyse des particules et des fibres dans l'air, une grande variété de techniques et d'équipements sont disponibles et adaptés pour évaluer la qualité de l'air intérieur. Les moniteurs qui permettent une lecture directe de la concentration de particules dans l'air utilisent des détecteurs à lumière diffuse, et les méthodes qui utilisent le prélèvement et l'analyse d'échantillons utilisent la pondération et l'analyse au microscope. Ce type d'analyse nécessite un séparateur, tel qu'un cyclone ou un impacteur, pour filtrer les particules plus grosses avant qu'un filtre puisse être utilisé. Les méthodes qui utilisent un cyclone peuvent traiter de petits volumes, ce qui entraîne de longues sessions de prélèvement d'échantillons. Les moniteurs passifs offrent une excellente précision, mais ils sont affectés par la température ambiante et ont tendance à donner des lectures avec des valeurs plus élevées lorsque les particules sont petites.

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