Surveillance des dangers et méthodes d'enquête

La surveillance professionnelle implique des programmes actifs pour anticiper, observer, mesurer, évaluer et contrôler les expositions à des risques potentiels pour la santé sur le lieu de travail. La surveillance implique souvent une équipe de personnes comprenant un hygiéniste du travail, un médecin du travail, une infirmière en santé du travail, un agent de sécurité, un toxicologue et un ingénieur. Selon l'environnement professionnel et le problème, trois méthodes de surveillance peuvent être employées : médicale, environnementale et biologique. La surveillance médicale est utilisée pour détecter la présence ou l'absence d'effets néfastes sur la santé d'un individu résultant d'une exposition professionnelle à des contaminants, en effectuant des examens médicaux et des tests biologiques appropriés. La surveillance environnementale sert à documenter l'exposition potentielle à des contaminants pour un groupe d'employés, en mesurant la concentration de contaminants dans l'air, dans des échantillons en vrac de matériaux et sur les surfaces. La surveillance biologique est utilisée pour documenter l'absorption de contaminants dans l'organisme et établir une corrélation avec les niveaux de contaminants environnementaux, en mesurant la concentration de substances dangereuses ou de leurs métabolites dans le sang, l'urine ou l'haleine expirée des travailleurs.

Surveillance médicale

Une surveillance médicale est effectuée car les maladies peuvent être causées ou exacerbées par l'exposition à des substances dangereuses. Cela nécessite un programme actif avec des professionnels qui connaissent bien les maladies professionnelles, les diagnostics et les traitements. Les programmes de surveillance médicale prévoient des mesures pour protéger, éduquer, surveiller et, dans certains cas, indemniser l'employé. Cela peut inclure des programmes de dépistage préalable à l'embauche, des examens médicaux périodiques, des tests spécialisés pour détecter les changements précoces et les déficiences causées par des substances dangereuses, un traitement médical et une tenue de dossiers approfondie. Le dépistage préalable à l'emploi implique l'évaluation de questionnaires sur les antécédents professionnels et médicaux et les résultats d'examens physiques. Les questionnaires fournissent des informations sur les maladies passées et les maladies chroniques (en particulier l'asthme, les maladies cutanées, pulmonaires et cardiaques) et les expositions professionnelles passées. Il y a des implications éthiques et juridiques des programmes de dépistage préalable à l'emploi s'ils sont utilisés pour déterminer l'admissibilité à l'emploi. Cependant, ils sont d'une importance fondamentale lorsqu'ils sont utilisés pour (1) fournir un historique des emplois antérieurs et des expositions associées, (2) établir une base de santé pour un employé et (3) tester l'hypersensibilité. Les examens médicaux peuvent inclure des tests audiométriques pour la perte auditive, des tests de vision, des tests de la fonction des organes, une évaluation de l'aptitude à porter un équipement de protection respiratoire et des analyses d'urine et de sang de base. Des examens médicaux périodiques sont essentiels pour évaluer et détecter les tendances dans l'apparition d'effets néfastes sur la santé et peuvent inclure la surveillance biologique de contaminants spécifiques et l'utilisation d'autres biomarqueurs.

Surveillance environnementale et biologique

La surveillance environnementale et biologique commence par une enquête d'hygiène professionnelle sur l'environnement de travail afin d'identifier les dangers potentiels et les sources de contaminants, et de déterminer la nécessité d'une surveillance. Pour les agents chimiques, la surveillance pourrait impliquer des prélèvements dans l'air, en vrac, en surface et biologiques. Pour les agents physiques, la surveillance pourrait inclure des mesures de bruit, de température et de rayonnement. Si une surveillance est indiquée, l'hygiéniste du travail doit élaborer une stratégie d'échantillonnage qui comprend les employés, les processus, l'équipement ou les zones à échantillonner, le nombre d'échantillons, la durée d'échantillonnage, la fréquence d'échantillonnage et la méthode d'échantillonnage. Les enquêtes d'hygiène industrielle varient en complexité et en focalisation selon le but de l'enquête, le type et la taille de l'établissement et la nature du problème.

Il n'y a pas de formules rigides pour effectuer des enquêtes ; cependant, une préparation minutieuse avant l'inspection sur place augmente considérablement l'efficacité et l'efficience. Les enquêtes motivées par les plaintes et les maladies des employés ont pour objectif supplémentaire d'identifier la cause des problèmes de santé. Les enquêtes sur la qualité de l'air intérieur se concentrent sur les sources de contamination intérieures et extérieures. Quel que soit le risque professionnel, l'approche globale de l'enquête et de l'échantillonnage des lieux de travail est similaire ; par conséquent, ce chapitre utilisera des agents chimiques comme modèle pour la méthodologie.

Voies d'exposition

La simple présence de stress professionnels sur le lieu de travail n'implique pas automatiquement qu'il existe un potentiel important d'exposition; l'agent doit atteindre le travailleur. Pour les produits chimiques, la forme liquide ou vapeur de l'agent doit entrer en contact avec et/ou être absorbée par le corps pour induire un effet néfaste sur la santé. Si l'agent est isolé dans une enceinte ou capturé par un système de ventilation par aspiration local, le potentiel d'exposition sera faible, quelle que soit la toxicité inhérente du produit chimique.

La voie d'exposition peut avoir un impact sur le type de surveillance effectuée ainsi que sur le potentiel de danger. Pour les agents chimiques et biologiques, les travailleurs sont exposés par inhalation, contact avec la peau, ingestion et injection ; les voies d'absorption les plus courantes dans l'environnement professionnel sont les voies respiratoires et la peau. Pour évaluer l'inhalation, l'hygiéniste du travail observe la possibilité que les produits chimiques soient aéroportés sous forme de gaz, de vapeurs, de poussières, de fumées ou de brouillards.

L'absorption cutanée des produits chimiques est importante principalement en cas de contact direct avec la peau par éclaboussures, pulvérisation, mouillage ou immersion avec des hydrocarbures liposolubles et d'autres solvants organiques. L'immersion comprend le contact du corps avec des vêtements contaminés, le contact des mains avec des gants contaminés et le contact des mains et des bras avec des liquides en vrac. Pour certaines substances, telles que les amines et les phénols, l'absorption cutanée peut être aussi rapide que l'absorption par les poumons pour les substances inhalées. Pour certains contaminants tels que les pesticides et les colorants à base de benzidine, l'absorption cutanée est la principale voie d'absorption et l'inhalation est une voie secondaire. Ces produits chimiques peuvent facilement pénétrer dans le corps par la peau, augmenter la charge corporelle et causer des dommages systémiques. Lorsque des réactions allergiques ou des lavages répétés assèchent et fissurent la peau, il y a une augmentation spectaculaire du nombre et du type de produits chimiques qui peuvent être absorbés par le corps. L'ingestion, une voie d'absorption peu courante pour les gaz et les vapeurs, peut être importante pour les particules telles que le plomb. L'ingestion peut se produire en mangeant des aliments contaminés, en mangeant ou en fumant avec des mains contaminées, en toussant puis en avalant des particules précédemment inhalées.

L'injection de matériaux directement dans la circulation sanguine peut se produire à partir d'aiguilles hypodermiques perforant par inadvertance la peau des travailleurs de la santé dans les hôpitaux, et à partir de projectiles à grande vitesse libérés par des sources à haute pression et en contact direct avec la peau. Les pulvérisateurs de peinture sans air et les systèmes hydrauliques ont des pressions suffisamment élevées pour perforer la peau et introduire des substances directement dans le corps.

L'inspection de passage

Le but de l'enquête initiale, appelée inspection de passage, est de recueillir systématiquement des informations pour juger si une situation potentiellement dangereuse existe et si une surveillance est indiquée. Un hygiéniste du travail commence le sondage par une réunion d'ouverture qui peut inclure des représentants de la direction, des employés, des superviseurs, des infirmières en santé du travail et des représentants syndicaux. L'hygiéniste du travail peut avoir un impact puissant sur le succès de l'enquête et de toute initiative de surveillance ultérieure en créant une équipe de personnes qui communiquent ouvertement et honnêtement les unes avec les autres et comprennent les objectifs et la portée de l'inspection. Les travailleurs doivent être impliqués et informés dès le début pour s'assurer que la coopération, et non la peur, domine l'enquête.

Au cours de la réunion, des demandes sont faites pour les organigrammes de processus, les schémas d'aménagement de l'usine, les rapports d'inspection environnementale antérieurs, les calendriers de production, les calendriers d'entretien des équipements, la documentation des programmes de protection individuelle et les statistiques concernant le nombre d'employés, les équipes et les problèmes de santé. Toutes les matières dangereuses utilisées et produites par une opération sont identifiées et quantifiées. Un inventaire chimique des produits, sous-produits, intermédiaires et impuretés est constitué et toutes les fiches de données de sécurité associées sont obtenues. Les calendriers d'entretien, l'âge et l'état de l'équipement sont documentés, car l'utilisation d'équipements plus anciens peut entraîner des expositions plus élevées en raison de l'absence de contrôles.

Après la réunion, l'hygiéniste du travail effectue une visite visuelle du lieu de travail, examinant les opérations et les pratiques de travail, dans le but d'identifier les stress professionnels potentiels, de classer le potentiel d'exposition, d'identifier la voie d'exposition et d'estimer la durée et fréquence d'exposition. Des exemples de stress professionnels sont donnés à la figure 1. L'hygiéniste du travail utilise l'inspection de passage pour observer le lieu de travail et obtenir des réponses à ses questions. Des exemples d'observations et de questions sont donnés dans la figure 2.

Figure 1. Stress professionnels. 

Figure 2. Observations et questions à poser lors d'une enquête par cheminement.

En plus des questions présentées dans la figure 5, des questions doivent être posées pour découvrir ce qui n'est pas immédiatement évident. Les questions pourraient porter sur :

1. tâches et calendriers non routiniers pour les activités d'entretien et de nettoyage
2. modifications récentes des processus et substitutions chimiques
3. changements physiques récents dans l'environnement de travail
4. changements dans les fonctions du poste
5. rénovations et réparations récentes.

Les tâches non routinières peuvent entraîner des expositions maximales importantes à des produits chimiques difficiles à prévoir et à mesurer au cours d'une journée de travail typique. Les changements de processus et les substitutions chimiques peuvent modifier la libération de substances dans l'air et affecter l'exposition ultérieure. Les changements dans l'aménagement physique d'une zone de travail peuvent altérer l'efficacité d'un système de ventilation existant. Les changements dans les fonctions professionnelles peuvent entraîner des tâches exécutées par des travailleurs inexpérimentés et des expositions accrues. Les rénovations et les réparations peuvent introduire de nouveaux matériaux et produits chimiques dans l'environnement de travail qui dégagent des gaz chimiques organiques volatils ou sont irritants.

Enquêtes sur la qualité de l'air intérieur

Les enquêtes sur la qualité de l'air intérieur sont distinctes des enquêtes traditionnelles sur l'hygiène du travail parce qu'elles sont généralement rencontrées dans des lieux de travail non industriels et peuvent impliquer des expositions à des mélanges de traces de produits chimiques, dont aucun ne semble à lui seul capable de causer des maladies (Ness 1991). L'objectif des enquêtes sur la qualité de l'air intérieur est similaire à celui des enquêtes sur l'hygiène du travail en termes d'identification des sources de contamination et de détermination de la nécessité d'une surveillance. Cependant, les enquêtes sur la qualité de l'air intérieur sont toujours motivées par des problèmes de santé des employés. Dans de nombreux cas, les employés présentent une variété de symptômes, notamment des maux de tête, une irritation de la gorge, de la léthargie, de la toux, des démangeaisons, des nausées et des réactions d'hypersensibilité non spécifiques qui disparaissent lorsqu'ils rentrent chez eux. Lorsque les problèmes de santé ne disparaissent pas après que les employés ont quitté le travail, les expositions non professionnelles doivent également être prises en compte. Les expositions non professionnelles comprennent les loisirs, les autres emplois, la pollution de l'air en milieu urbain, le tabagisme passif et les expositions à l'intérieur des habitations. Les enquêtes sur la qualité de l'air intérieur utilisent fréquemment des questionnaires pour documenter les symptômes et les plaintes des employés et les relier au lieu de travail ou à la fonction professionnelle dans le bâtiment. Les zones présentant la plus forte incidence de symptômes sont ensuite ciblées pour une inspection plus approfondie.

Les sources de contaminants de l'air intérieur qui ont été documentées dans les enquêtes sur la qualité de l'air intérieur comprennent :

• ventilation inadéquate (52 %)
• contamination provenant de l'intérieur du bâtiment (17%)
• contamination provenant de l'extérieur du bâtiment (11%)
• contamination microbienne (5 %)
• contamination par les matériaux de construction (3%)
• causes inconnues (12 %).

Pour les enquêtes sur la qualité de l'air intérieur, l'inspection de passage est essentiellement une inspection du bâtiment et de l'environnement pour déterminer les sources potentielles de contamination à l'intérieur et à l'extérieur du bâtiment. Les sources à l'intérieur du bâtiment comprennent :

1. matériaux de construction tels que l'isolation, les panneaux de particules, les adhésifs et les peintures
2. les occupants humains qui peuvent libérer des produits chimiques à partir des activités métaboliques
3. activités humaines telles que fumer
4. des équipements tels que des photocopieurs
5. les systèmes de ventilation qui peuvent être contaminés par des micro-organismes.

Les observations et les questions qui peuvent être posées lors de l'enquête sont répertoriées dans la figure 3.

Figure 3. Observations et questions pour une enquête sur la qualité de l'air intérieur.

Stratégies d'échantillonnage et de mesure

Limites d'exposition professionnelle

Une fois l'inspection sommaire terminée, l'hygiéniste du travail doit déterminer si un échantillonnage est nécessaire; l'échantillonnage ne doit être effectué que si l'objectif est clair. L'hygiéniste du travail doit se demander : « Qu'en sera-t-il des résultats de l'échantillonnage et à quelles questions les résultats répondront-ils ? » Il est relativement facile d'échantillonner et d'obtenir des nombres ; il est beaucoup plus difficile de les interpréter.

Les données d'échantillonnage de l'air et biologiques sont généralement comparées aux limites d'exposition professionnelle (LEP) recommandées ou obligatoires. Des limites d'exposition professionnelle ont été établies dans de nombreux pays pour l'inhalation et l'exposition biologique à des agents chimiques et physiques. À ce jour, sur un univers de plus de 60,000 600 produits chimiques utilisés commercialement, environ XNUMX ont été évalués par une variété d'organisations et de pays. Les bases philosophiques des limites sont déterminées par les organisations qui les ont développées. Les limites les plus largement utilisées, appelées valeurs limites de seuil (VLE), sont celles émises aux États-Unis par l'American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH). La plupart des OEL utilisées par l'Occupational Safety and Health Administration (OSHA) aux États-Unis sont basées sur les TLV. Cependant, l'Institut national pour la sécurité et la santé au travail (NIOSH) du Département américain de la santé et des services sociaux a suggéré ses propres limites, appelées limites d'exposition recommandées (REL).

Pour les expositions en suspension dans l'air, il existe trois types de TLV : une exposition moyenne pondérée dans le temps sur huit heures, TLV-TWA, pour protéger contre les effets chroniques sur la santé ; une limite d'exposition moyenne à court terme de quinze minutes, TLV-STEL, pour se protéger contre les effets aigus sur la santé ; et une valeur plafond instantanée, TLV-C, pour protéger contre les asphyxiants ou les produits chimiques immédiatement irritants. Les lignes directrices pour les niveaux d'exposition biologique sont appelées indices d'exposition biologique (IBE). Ces recommandations représentent la concentration de produits chimiques dans le corps qui correspondrait à l'exposition par inhalation d'un travailleur en bonne santé à une concentration spécifique dans l'air. En dehors des États-Unis, jusqu'à 50 pays ou groupes ont établi des OEL, dont beaucoup sont identiques aux TLV. En Grande-Bretagne, les limites sont appelées Health and Safety Executive Occupational Exposure Standards (OES), et en Allemagne, les OEL sont appelées Maximum Workplace Concentrations (MAK).

Des LEP ont été fixées pour les expositions aux gaz, vapeurs et particules en suspension dans l'air ; elles n'existent pas pour les expositions aériennes aux agents biologiques. Par conséquent, la plupart des enquêtes sur l'exposition aux bioaérosols comparent les concentrations intérieures et extérieures. Si le profil intérieur/extérieur et la concentration d'organismes sont différents, un problème d'exposition peut exister. Il n'y a pas de LEP pour l'échantillonnage de peau et de surface, et chaque cas doit être évalué séparément. Dans le cas d'un échantillonnage en surface, les concentrations sont généralement comparées à des concentrations de fond acceptables qui ont été mesurées dans d'autres études ou qui ont été déterminées dans l'étude en cours. Pour l'échantillonnage de la peau, les concentrations acceptables sont calculées en fonction de la toxicité, du taux d'absorption, de la quantité absorbée et de la dose totale. De plus, la surveillance biologique d'un travailleur peut être utilisée pour étudier l'absorption cutanée.

Stratégie d'échantillonnage

Une stratégie d'échantillonnage environnemental et biologique est une approche pour obtenir des mesures d'exposition qui remplit un objectif. Une stratégie soigneusement conçue et efficace est scientifiquement défendable, optimise le nombre d'échantillons obtenus, est rentable et hiérarchise les besoins. L'objectif de la stratégie d'échantillonnage guide les décisions concernant ce qu'il faut échantillonner (sélection des agents chimiques), où échantillonner (échantillon personnel, de zone ou de source), qui échantillonner (quel travailleur ou groupe de travailleurs), la durée de l'échantillon (en temps réel ou intégré), la fréquence d'échantillonnage (combien de jours), le nombre d'échantillons et la manière d'échantillonner (méthode analytique). Traditionnellement, l'échantillonnage effectué à des fins réglementaires implique de brèves campagnes (un ou deux jours) qui se concentrent sur les pires cas d'exposition. Bien que cette stratégie nécessite un minimum de ressources et de temps, elle capture souvent le moins d'informations et a peu d'applicabilité à l'évaluation des expositions professionnelles à long terme. Pour évaluer les expositions chroniques afin qu'elles soient utiles aux médecins du travail et aux études épidémiologiques, les stratégies d'échantillonnage doivent impliquer des échantillonnages répétés dans le temps pour de grands nombres de travailleurs.

Objectif

L'objectif des stratégies d'échantillonnage environnemental et biologique est soit d'évaluer les expositions individuelles des employés, soit d'évaluer les sources de contaminants. La surveillance des employés peut être effectuée pour :

La chromatographie en phase gazeuse est une technique utilisée pour séparer et concentrer des produits chimiques dans des mélanges pour une analyse quantitative ultérieure. Le système comporte trois composants principaux : le système d'injection d'échantillon, une colonne et un détecteur. Un échantillon liquide ou gazeux est injecté à l'aide d'une seringue, dans un courant d'air qui transporte l'échantillon à travers une colonne où les composants sont séparés. La colonne est remplie de matériaux qui interagissent différemment avec différents produits chimiques et ralentit le mouvement des produits chimiques. L'interaction différentielle amène chaque produit chimique à traverser la colonne à une vitesse différente. Après séparation, les produits chimiques entrent directement dans un détecteur, tel qu'un détecteur à ionisation de flamme (FID), un détecteur à photo-ionisation (PID) ou un détecteur à capture d'électrons (ECD); un signal proportionnel à la concentration est enregistré sur un enregistreur graphique. Le FID est utilisé pour presque tous les composés organiques, y compris : les aromatiques, les hydrocarbures à chaîne droite, les cétones et certains hydrocarbures chlorés. La concentration est mesurée par l'augmentation du nombre d'ions produits lorsqu'un hydrocarbure volatil est brûlé par une flamme d'hydrogène. Le PID est utilisé pour les matières organiques et certaines matières inorganiques; il est particulièrement utile pour les composés aromatiques tels que le benzène, et il peut détecter les hydrocarbures aliphatiques, aromatiques et halogénés. La concentration est mesurée par l'augmentation du nombre d'ions produits lorsque l'échantillon est bombardé par un rayonnement ultraviolet. L'ECD est principalement utilisé pour les produits chimiques contenant des halogènes; il donne une réponse minimale aux hydrocarbures, alcools et cétones. La concentration est mesurée par le flux de courant entre deux électrodes provoqué par l'ionisation du gaz par la radioactivité.

Le spectrophotomètre de masse est utilisé pour analyser des mélanges complexes de produits chimiques présents à l'état de traces. Il est souvent couplé à un chromatographe en phase gazeuse pour la séparation et la quantification de différents contaminants.

La spectroscopie d'absorption atomique est principalement utilisée pour la quantification de métaux tels que le mercure. L'absorption atomique est l'absorption de la lumière d'une longueur d'onde particulière par un atome libre à l'état fondamental ; la quantité de lumière absorbée est liée à la concentration. La technique est hautement spécifique, sensible et rapide, et est directement applicable à environ 68 éléments. Les limites de détection se situent entre les sous-ppb et les faibles ppm.

L'analyse infrarouge est une technique puissante, sensible, spécifique et polyvalente. Il utilise l'absorption de l'énergie infrarouge pour mesurer de nombreux produits chimiques inorganiques et organiques ; la quantité de lumière absorbée est proportionnelle à la concentration. Le spectre d'absorption d'un composé fournit des informations permettant son identification et sa quantification.

La spectroscopie d'absorption UV est utilisée pour l'analyse des hydrocarbures aromatiques lorsque les interférences sont connues pour être faibles. La quantité d'absorption de la lumière UV est directement proportionnelle à la concentration.

Les méthodes polarographiques sont basées sur l'électrolyse d'une solution d'échantillon à l'aide d'une électrode facilement polarisable et d'une électrode non polarisable. Ils sont utilisés pour l'analyse qualitative et quantitative des aldéhydes, des hydrocarbures chlorés et des métaux.

Retour

Une fois qu'un danger a été reconnu et évalué, les interventions (méthodes de contrôle) les plus appropriées pour un danger particulier doivent être déterminées. Les méthodes de contrôle se répartissent généralement en trois catégories :

1. contrôles techniques
2. contrôles administratifs
3. équipement de protection individuelle.

Comme pour tout changement dans les processus de travail, une formation doit être dispensée pour assurer le succès des changements.

Les contrôles techniques sont des modifications apportées au processus ou à l'équipement qui réduisent ou éliminent les expositions à un agent. Par exemple, la substitution d'un produit chimique moins toxique dans un processus ou l'installation d'une ventilation par aspiration pour éliminer les vapeurs générées au cours d'une étape du processus sont des exemples de contrôles techniques. Dans le cas du contrôle du bruit, l'installation de matériaux insonorisants, la construction d'enceintes et l'installation de silencieux sur les sorties d'évacuation d'air sont des exemples de contrôles techniques. Un autre type de contrôle technique pourrait être de modifier le processus lui-même. Un exemple de ce type de contrôle serait la suppression d'une ou plusieurs étapes de dégraissage dans un processus qui nécessitait à l'origine trois étapes de dégraissage. En supprimant la nécessité de la tâche qui a produit l'exposition, l'exposition globale du travailleur a été contrôlée. L'avantage des contrôles techniques est la participation relativement faible du travailleur, qui peut effectuer son travail dans un environnement plus contrôlé lorsque, par exemple, les contaminants sont automatiquement éliminés de l'air. Comparez cela à la situation où la méthode de contrôle choisie est un respirateur que le travailleur doit porter pendant qu'il exécute la tâche dans un lieu de travail « non contrôlé ». En plus de l'installation active par l'employeur de contrôles techniques sur l'équipement existant, un nouvel équipement peut être acheté qui contient les contrôles ou d'autres contrôles plus efficaces. Une approche combinée s'est souvent avérée efficace (c.-à-d. installer maintenant certains contrôles techniques et exiger un équipement de protection individuelle jusqu'à ce que de nouveaux équipements arrivent avec des contrôles plus efficaces qui élimineront le besoin d'équipement de protection individuelle). Voici quelques exemples courants de contrôles techniques :

• ventilation (ventilation par aspiration générale et locale)
• isolement (placer une barrière entre le travailleur et l'agent)
• substitution (substitut matière moins toxique, moins inflammable, etc.)
• modifier le processus (éliminer les étapes dangereuses).

L'hygiéniste du travail doit être sensible aux tâches du travailleur et doit solliciter la participation du travailleur lors de la conception ou de la sélection des contrôles techniques. L'installation d'obstacles sur le lieu de travail, par exemple, pourrait nuire considérablement à la capacité d'un travailleur d'effectuer son travail et encourager les « contournements ». Les contrôles techniques sont les méthodes les plus efficaces pour réduire les expositions. Ce sont aussi, souvent, les plus chers. Étant donné que les contrôles techniques sont efficaces et coûteux, il est important de maximiser la participation des travailleurs à la sélection et à la conception des contrôles. Il devrait en résulter une plus grande probabilité que les contrôles réduiront les expositions.

Les contrôles administratifs impliquent des changements dans la façon dont un travailleur accomplit les tâches professionnelles nécessaires, par exemple, combien de temps il travaille dans une zone où des expositions se produisent, ou des changements dans les pratiques de travail telles que l'amélioration du positionnement du corps pour réduire les expositions. Les contrôles administratifs peuvent contribuer à l'efficacité d'une intervention mais présentent plusieurs inconvénients :

1. La rotation des travailleurs peut réduire l'exposition moyenne globale pour la journée de travail, mais elle offre des périodes d'exposition élevée à court terme à un plus grand nombre de travailleurs. Au fur et à mesure que l'on en sait plus sur les substances toxiques et leurs modes d'action, les pics d'exposition à court terme peuvent représenter un risque supérieur à celui qui serait calculé en fonction de leur contribution à l'exposition moyenne.
2. La modification des pratiques de travail des travailleurs peut présenter un défi important en matière d'application et de contrôle. La manière dont les pratiques de travail sont appliquées et contrôlées détermine si elles seront efficaces ou non. Cette attention constante de la direction représente un coût important des contrôles administratifs.

L'équipement de protection individuelle consiste en des dispositifs fournis au travailleur et devant être portés lors de l'exécution de certaines tâches (ou de toutes). Les exemples incluent les respirateurs, les lunettes de protection contre les produits chimiques, les gants de protection et les écrans faciaux. L'équipement de protection individuelle est couramment utilisé dans les cas où les contrôles techniques n'ont pas été efficaces pour contrôler l'exposition à des niveaux acceptables ou lorsque les contrôles techniques ne se sont pas avérés réalisables (pour des raisons de coût ou de fonctionnement). L'équipement de protection individuelle peut fournir une protection importante aux travailleurs s'il est porté et utilisé correctement. Dans le cas de la protection respiratoire, les facteurs de protection (rapport de la concentration à l'extérieur du respirateur à celle à l'intérieur) peuvent être de 1,000 XNUMX ou plus pour les respirateurs à adduction d'air à pression positive ou de dix pour les demi-masques filtrants. Les gants (s'ils sont choisis de manière appropriée) peuvent protéger les mains pendant des heures contre les solvants. Les lunettes peuvent offrir une protection efficace contre les éclaboussures de produits chimiques.

Intervention : Facteurs à considérer

Souvent, une combinaison de contrôles est utilisée pour réduire les expositions à des niveaux acceptables. Quelles que soient les méthodes choisies, l'intervention doit réduire l'exposition et le danger qui en résulte à un niveau acceptable. Cependant, de nombreux autres facteurs doivent être pris en compte lors du choix d'une intervention. Par exemple:

• efficacité des contrôles
• facilité d'utilisation par l'employé
• coût des contrôles
• adéquation des propriétés d'avertissement du matériau
• niveau d'exposition acceptable
• fréquence d'exposition
• voie(s) d'exposition
• exigences réglementaires pour des contrôles spécifiques.

Efficacité des contrôles

L'efficacité des contrôles est évidemment une considération primordiale lorsqu'il s'agit de prendre des mesures pour réduire les expositions. Lorsque l'on compare un type d'intervention à un autre, le niveau de protection requis doit être adapté au défi ; trop de contrôle est un gaspillage de ressources. Ces ressources pourraient être utilisées pour réduire d'autres expositions ou les expositions d'autres employés. D'autre part, trop peu de contrôle expose le travailleur à des conditions malsaines. Une première étape utile consiste à classer les interventions en fonction de leur efficacité, puis à utiliser ce classement pour évaluer l'importance des autres facteurs.

Facilité d’utilisation

Pour que tout contrôle soit efficace, le travailleur doit être en mesure d'accomplir ses tâches professionnelles avec le contrôle en place. Par exemple, si la méthode de contrôle choisie est la substitution, le travailleur doit connaître les dangers du nouveau produit chimique, être formé aux procédures de manipulation sûres, comprendre les procédures d'élimination appropriées, etc. Si le contrôle est l'isolement - placer une enceinte autour de la substance ou du travailleur - l'enceinte doit permettre au travailleur de faire son travail. Si les mesures de contrôle interfèrent avec les tâches du travail, le travailleur hésitera à les utiliser et pourra trouver des moyens d'accomplir les tâches qui pourraient entraîner une augmentation, et non une diminution, des expositions.

Prix

Chaque organisation a des limites sur les ressources. Le défi consiste à maximiser l'utilisation de ces ressources. Lorsque des expositions dangereuses sont identifiées et qu'une stratégie d'intervention est en cours d'élaboration, le coût doit être un facteur. Le « meilleur achat » ne sera souvent pas les solutions les moins chères ou les plus coûteuses. Le coût ne devient un facteur qu'après que plusieurs méthodes de contrôle viables ont été identifiées. Le coût des contrôles peut ensuite être utilisé pour sélectionner les contrôles qui fonctionneront le mieux dans cette situation particulière. Si le coût est le facteur déterminant au départ, des contrôles médiocres ou inefficaces peuvent être sélectionnés, ou des contrôles qui interfèrent avec le processus dans lequel l'employé travaille. Il serait imprudent de sélectionner un ensemble peu coûteux de contrôles qui interfèrent avec et ralentissent un processus de fabrication. Le processus aurait alors un débit plus faible et un coût plus élevé. En très peu de temps, les coûts « réels » de ces contrôles « low cost » deviendraient énormes. Les ingénieurs industriels comprennent la disposition et le processus global ; les ingénieurs de production comprennent les étapes et les processus de fabrication ; les analystes financiers comprennent les problèmes d'allocation des ressources. Les hygiénistes du travail peuvent fournir un aperçu unique de ces discussions en raison de leur compréhension des tâches spécifiques de l'employé, de l'interaction de l'employé avec l'équipement de fabrication ainsi que de la façon dont les contrôles fonctionneront dans un contexte particulier. Cette approche d'équipe augmente la probabilité de sélectionner le contrôle le plus approprié (à partir d'une variété de perspectives).

Adéquation des propriétés d'avertissement

Lors de la protection d'un travailleur contre un risque pour la santé au travail, les propriétés d'avertissement du matériau, telles que l'odeur ou l'irritation, doivent être prises en compte. Par exemple, si un travailleur de semi-conducteurs travaille dans une zone où le gaz arsine est utilisé, l'extrême toxicité du gaz présente un danger potentiel important. La situation est aggravée par les très mauvaises propriétés d'avertissement de l'arsine - les travailleurs ne peuvent pas détecter le gaz arsine à la vue ou à l'odorat tant qu'il n'est pas bien au-dessus des niveaux acceptables. Dans ce cas, les contrôles qui sont légèrement efficaces pour maintenir les expositions en dessous des niveaux acceptables ne doivent pas être envisagés car les dépassements des niveaux acceptables ne peuvent pas être détectés par les travailleurs. Dans ce cas, des contrôles techniques doivent être installés pour isoler le travailleur du matériau. De plus, un moniteur de gaz arsine en continu doit être installé pour avertir les travailleurs de la défaillance des contrôles techniques. Dans les situations impliquant une toxicité élevée et de faibles propriétés d'avertissement, une hygiène professionnelle préventive est pratiquée. L'hygiéniste du travail doit faire preuve de souplesse et de réflexion lorsqu'il aborde un problème d'exposition.

Niveau d'exposition acceptable

Si des contrôles sont envisagés pour protéger un travailleur d'une substance telle que l'acétone, où le niveau d'exposition acceptable peut être de l'ordre de 800 ppm, le contrôle à un niveau de 400 ppm ou moins peut être atteint relativement facilement. Comparez l'exemple du contrôle de l'acétone au contrôle du 2-éthoxyéthanol, où le niveau d'exposition acceptable peut être de l'ordre de 0.5 ppm. Pour obtenir le même pourcentage de réduction (0.5 ppm à 0.25 ppm), il faudrait probablement des contrôles différents. En fait, à ces faibles niveaux d'exposition, l'isolement du matériau peut devenir le principal moyen de contrôle. À des niveaux d'exposition élevés, la ventilation peut fournir la réduction nécessaire. Par conséquent, le niveau acceptable déterminé (par le gouvernement, l'entreprise, etc.) pour une substance peut limiter le choix des contrôles.

Fréquence d'exposition

Lors de l'évaluation de la toxicité, le modèle classique utilise la relation suivante :

TEMPS x CONCENTRATION = DOSE 

La dose, dans ce cas, est la quantité de matière rendue disponible pour l'absorption. La discussion précédente s'est concentrée sur la minimisation (abaissement) de la partie concentration de cette relation. On pourrait également réduire le temps passé à être exposé (la raison sous-jacente des contrôles administratifs). Cela réduirait également la dose. Le problème ici n'est pas l'employé qui passe du temps dans une pièce, mais la fréquence à laquelle une opération (tâche) est effectuée. La distinction est importante. Dans le premier exemple, l'exposition est contrôlée en retirant les travailleurs lorsqu'ils sont exposés à une quantité sélectionnée de toxique ; l'effort d'intervention ne vise pas à contrôler la quantité de toxique (dans de nombreuses situations, il peut y avoir une approche combinée). Dans le second cas, la fréquence de l'opération est utilisée pour fournir les contrôles appropriés, et non pour déterminer un horaire de travail. Par exemple, si une opération telle que le dégraissage est effectuée de manière routinière par un employé, les contrôles peuvent inclure une ventilation, la substitution d'un solvant moins toxique ou même l'automatisation du processus. Si l'opération est effectuée rarement (par exemple, une fois par trimestre), un équipement de protection individuelle peut être une option (en fonction de nombreux facteurs décrits dans cette section). Comme l'illustrent ces deux exemples, la fréquence à laquelle une opération est effectuée peut affecter directement la sélection des commandes. Quelle que soit la situation d'exposition, la fréquence à laquelle un travailleur exécute les tâches doit être prise en compte et prise en compte dans le choix du contrôle.

La voie d'exposition va évidemment affecter la méthode de contrôle. Si un irritant respiratoire est présent, une ventilation, des respirateurs, etc., seraient envisagés. Le défi pour l'hygiéniste du travail est d'identifier toutes les voies d'exposition. Par exemple, les éthers de glycol sont utilisés comme solvant porteur dans les opérations d'impression. Les concentrations dans l'air de la zone respiratoire peuvent être mesurées et des contrôles mis en place. Les éthers de glycol, cependant, sont rapidement absorbés par la peau intacte. La peau représente une voie d'exposition importante et doit être prise en compte. En fait, si les mauvais gants sont choisis, l'exposition cutanée peut se poursuivre longtemps après la diminution des expositions à l'air (en raison du fait que l'employé continue d'utiliser des gants qui ont subi une percée). L'hygiéniste doit évaluer la substance - ses propriétés physiques, ses propriétés chimiques et toxicologiques, etc. - pour déterminer quelles voies d'exposition sont possibles et plausibles (en fonction des tâches effectuées par l'employé).

Dans toute discussion sur les contrôles, l'un des facteurs qui doivent être pris en compte est les exigences réglementaires en matière de contrôles. Il peut très bien exister des codes de pratique, des réglementations, etc., qui exigent un ensemble spécifique de contrôles. L'hygiéniste du travail a une flexibilité au-delà des exigences réglementaires, mais les contrôles obligatoires minimaux doivent être installés. Un autre aspect des exigences réglementaires est que les contrôles obligatoires peuvent ne pas fonctionner aussi bien ou peuvent entrer en conflit avec le meilleur jugement de l'hygiéniste du travail. L'hygiéniste doit faire preuve de créativité dans ces situations et trouver des solutions qui satisfont aux objectifs réglementaires ainsi qu'aux meilleures pratiques de l'organisation.

Formation et étiquetage

Quelle que soit la forme d'intervention finalement choisie, une formation et d'autres formes de notification doivent être fournies pour s'assurer que les travailleurs comprennent les interventions, pourquoi elles ont été choisies, quelles réductions d'exposition sont attendues et le rôle des travailleurs dans la réalisation de ces réductions. . Sans la participation et la compréhension de la main-d'œuvre, les interventions échoueront probablement ou du moins fonctionneront avec une efficacité réduite. La formation sensibilise le personnel aux dangers. Cette nouvelle prise de conscience peut être d'une valeur inestimable pour l'hygiéniste du travail dans l'identification et la réduction des expositions précédemment non reconnues ou des nouvelles expositions.

La formation, l'étiquetage et les activités connexes peuvent faire partie d'un programme de conformité réglementaire. Il serait prudent de vérifier les réglementations locales pour s'assurer que, quel que soit le type de formation ou d'étiquetage entrepris, il satisfait aux exigences réglementaires et opérationnelles.

Conclusion

Dans cette courte discussion sur les interventions, quelques considérations générales ont été présentées pour stimuler la réflexion. En pratique, ces règles deviennent très complexes et ont souvent des ramifications importantes pour la santé des salariés et de l'entreprise. Le jugement professionnel de l'hygiéniste du travail est essentiel pour sélectionner les meilleurs contrôles. Best est un terme avec de nombreuses significations différentes. L'hygiéniste du travail doit devenir apte à travailler en équipe et à solliciter l'apport des travailleurs, de la direction et du personnel technique.

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L'évaluation de l'exposition sur le lieu de travail concerne l'identification et l'évaluation des agents avec lesquels un travailleur peut entrer en contact, et des indices d'exposition peuvent être construits pour refléter la quantité d'un agent présent dans l'environnement général ou dans l'air inhalé, ainsi que pour refléter la quantité de agent qui est réellement inhalé, avalé ou autrement absorbé (l'apport). D'autres indices comprennent la quantité d'agent qui est résorbée (l'absorption) et l'exposition au niveau de l'organe cible. La dose est un terme pharmacologique ou toxicologique utilisé pour indiquer la quantité d'une substance administrée à un sujet. Le débit de dose est la quantité administrée par unité de temps. La dose d'exposition sur le lieu de travail est difficile à déterminer dans une situation pratique, car les processus physiques et biologiques, tels que l'inhalation, l'absorption et la distribution d'un agent dans le corps humain, font que l'exposition et la dose ont des relations complexes et non linéaires. L'incertitude quant au niveau réel d'exposition aux agents rend également difficile la quantification des relations entre l'exposition et les effets sur la santé.

Pour de nombreuses expositions professionnelles, il existe une fenêtre temporelle au cours de laquelle l'exposition ou la dose est la plus pertinente pour le développement d'un problème ou d'un symptôme particulier lié à la santé. Par conséquent, l'exposition biologiquement pertinente, ou la dose, serait l'exposition qui se produit pendant la fenêtre temporelle pertinente. On pense que certaines expositions à des agents cancérigènes professionnels ont une telle fenêtre temporelle d'exposition. Le cancer est une maladie avec une longue période de latence, et il se pourrait donc que l'exposition liée au développement ultime de la maladie ait eu lieu de nombreuses années avant que le cancer ne se manifeste réellement. Ce phénomène est contre-intuitif, car on aurait pu s'attendre à ce que l'exposition cumulée sur une vie active soit le paramètre pertinent. L'exposition au moment de la manifestation de la maladie peut ne pas avoir une importance particulière.

Le schéma d'exposition – exposition continue, exposition intermittente et exposition avec ou sans pics aigus – peut également être pertinent. La prise en compte des schémas d'exposition est importante tant pour les études épidémiologiques que pour les mesures environnementales qui peuvent être utilisées pour contrôler le respect des normes sanitaires ou pour le contrôle environnemental dans le cadre de programmes de lutte et de prévention. Par exemple, si un effet sur la santé est causé par des expositions maximales, ces niveaux maximaux doivent pouvoir être surveillés afin d'être contrôlés. La surveillance qui ne fournit que des données sur les expositions moyennes à long terme n'est pas utile car les valeurs d'excursion maximales peuvent très bien être masquées par le calcul de la moyenne et ne peuvent certainement pas être contrôlées au fur et à mesure qu'elles se produisent.

L'exposition ou la dose biologiquement pertinente pour un certain effet n'est souvent pas connue parce que les schémas d'absorption, d'absorption, de distribution et d'élimination, ou les mécanismes de biotransformation, ne sont pas compris avec suffisamment de détails. La vitesse à laquelle un agent entre et sort du corps (la cinétique) et les processus biochimiques de manipulation de la substance (biotransformation) aideront à déterminer les relations entre l'exposition, la dose et l'effet.

La surveillance de l'environnement est la mesure et l'évaluation des agents sur le lieu de travail pour évaluer l'exposition ambiante et les risques sanitaires associés. La surveillance biologique est la mesure et l'évaluation des agents du lieu de travail ou de leurs métabolites dans les tissus, les sécrétions ou les excréta pour évaluer l'exposition et évaluer les risques pour la santé. parfois biomarqueurs, tels que les adduits à l'ADN, sont utilisés comme mesures de l'exposition. Les biomarqueurs peuvent également être révélateurs des mécanismes du processus pathologique lui-même, mais il s'agit d'un sujet complexe, qui est traité plus en détail dans le chapitre Surveillance biologique et plus tard dans la discussion ici.

Une simplification du modèle de base dans la modélisation exposition-réponse est la suivante :

exposition Absorption élevée Distribution,

élimination, transformationdose ciblephysiopathologieeffet

Selon l'agent, les relations exposition-absorption et exposition-absorption peuvent être complexes. Pour de nombreux gaz, des approximations simples peuvent être faites, basées sur la concentration de l'agent dans l'air au cours d'une journée de travail et sur la quantité d'air inhalée. Pour l'échantillonnage des poussières, les schémas de dépôt sont également liés à la taille des particules. Des considérations de taille peuvent également conduire à une relation plus complexe. Le chapitre Système respiratoire fournit plus de détails sur l'aspect de la toxicité respiratoire.

L'évaluation de l'exposition et de la dose sont des éléments de l'évaluation quantitative des risques. Les méthodes d'évaluation des risques pour la santé constituent souvent la base sur laquelle les limites d'exposition sont établies pour les niveaux d'émission d'agents toxiques dans l'air pour les normes environnementales et professionnelles. L'analyse des risques pour la santé fournit une estimation de la probabilité (risque) d'apparition d'effets spécifiques sur la santé ou une estimation du nombre de cas présentant ces effets sur la santé. Au moyen d'une analyse des risques pour la santé, une concentration acceptable d'une substance toxique dans l'air, l'eau ou les aliments peut être fournie, compte tenu d'une a priori degré de risque acceptable choisi. L'analyse quantitative des risques a trouvé une application dans l'épidémiologie du cancer, ce qui explique l'importance accordée à l'évaluation rétrospective de l'exposition. Mais des applications de stratégies d'évaluation de l'exposition plus élaborées peuvent être trouvées à la fois dans l'évaluation rétrospective et prospective de l'exposition, et les principes d'évaluation de l'exposition ont également trouvé des applications dans des études axées sur d'autres paramètres, comme les maladies respiratoires bénignes (Wegman et al. 1992; Post et al. 1994). Deux directions de recherche prédominent en ce moment. L'un utilise des estimations de dose obtenues à partir des informations de surveillance de l'exposition, et l'autre s'appuie sur des biomarqueurs comme mesures de l'exposition.

Surveillance de l'exposition et prévision de la dose

Malheureusement, pour de nombreuses expositions, peu de données quantitatives sont disponibles pour prédire le risque de développer un certain effet. Dès 1924, Haber postule que la sévérité de l'effet sur la santé (H) est proportionnelle au produit de la concentration d'exposition (X) et du temps d'exposition (T) :

H=XxT

La loi de Haber, comme on l'appelle, a constitué la base du développement du concept selon lequel les mesures d'exposition moyennes pondérées dans le temps (TWA) - c'est-à-dire les mesures prises et moyennées sur une certaine période de temps - seraient une mesure utile de l'exposition. Cette hypothèse concernant l'adéquation de la moyenne pondérée dans le temps est remise en question depuis de nombreuses années. En 1952, Adams et ses collaborateurs ont déclaré qu'"il n'y a aucune base scientifique pour l'utilisation de la moyenne pondérée dans le temps pour intégrer des expositions variables..." (in Atherly 1985). Le problème est que de nombreuses relations sont plus complexes que la relation représentée par la loi de Haber. Il existe de nombreux exemples d'agents où l'effet est plus fortement déterminé par la concentration que par la durée. Par exemple, des preuves intéressantes provenant d'études en laboratoire ont montré que chez les rats exposés au tétrachlorure de carbone, le schéma d'exposition (continu versus intermittent et avec ou sans pics) ainsi que la dose peuvent modifier le risque observé que les rats développent des changements au niveau des enzymes hépatiques. (Bogers et al. 1987). Un autre exemple est celui des bioaérosols, tels que l'enzyme α-amylase, un améliorant de pâte, qui peut provoquer des maladies allergiques chez les personnes qui travaillent dans l'industrie de la boulangerie (Houba et al. 1996). On ne sait pas si le risque de développer une telle maladie est principalement déterminé par les pics d'exposition, l'exposition moyenne ou le niveau d'exposition cumulé. (Wong 1987; Checkoway et Rice 1992). Les informations sur les modèles temporels ne sont pas disponibles pour la plupart des agents, en particulier pour les agents qui ont des effets chroniques.

Les premières tentatives de modélisation des modèles d'exposition et d'estimation de la dose ont été publiées dans les années 1960 et 1970 par Roach (1966; 1977). Il a montré que la concentration d'un agent atteint une valeur d'équilibre au niveau du récepteur après une exposition d'une durée infinie car l'élimination contrebalance l'absorption de l'agent. Dans une exposition de huit heures, une valeur de 90 % de ce niveau d'équilibre peut être atteinte si la demi-vie de l'agent au niveau de l'organe cible est inférieure à environ deux heures et demie. Ceci illustre que pour les agents à demi-vie courte, la dose à l'organe cible est déterminée par une exposition inférieure à une période de huit heures. La dose à l'organe cible est fonction du produit du temps d'exposition et de la concentration pour les agents à longue demi-vie. Une approche similaire mais plus élaborée a été appliquée par Rappaport (1985). Il a montré que la variabilité intra-journalière de l'exposition a une influence limitée lorsqu'il s'agit d'agents à longue demi-vie. Il a introduit le terme amortissement au niveau du récepteur.

Les informations présentées ci-dessus ont principalement été utilisées pour tirer des conclusions sur les durées moyennes appropriées pour les mesures d'exposition à des fins de conformité. Depuis les articles de Roach, il est de notoriété publique que pour les irritants, des échantillons instantanés avec des temps moyens courts doivent être prélevés, tandis que pour les agents à longue demi-vie, tels que l'amiante, la moyenne à long terme de l'exposition cumulée doit être approximée. Il faut cependant se rendre compte que la dichotomie en stratégies d'échantillonnage ponctuel et en stratégies d'exposition moyenne sur huit heures, telles qu'adoptées dans de nombreux pays à des fins de conformité, est une traduction extrêmement grossière des principes biologiques discutés ci-dessus.

Un exemple d'amélioration d'une stratégie d'évaluation de l'exposition basée sur les principes pharmacocinétiques en épidémiologie peut être trouvé dans un article de Wegman et al. (1992). Ils ont appliqué une stratégie intéressante d'évaluation de l'exposition en utilisant des dispositifs de surveillance continue pour mesurer les niveaux d'exposition personnelle à la poussière et en les reliant aux symptômes respiratoires aigus réversibles survenant toutes les 15 minutes. Un problème conceptuel dans ce type d'étude, largement discuté dans leur article, est la définition d'un pic d'exposition important pour la santé. La définition d'un pic dépendra, encore une fois, de considérations biologiques. Rappaport (1991) énonce deux exigences pour que les pics d'exposition aient une pertinence étiologique dans le processus de la maladie : (1) l'agent est éliminé rapidement de l'organisme et (2) il existe un taux non linéaire de dommages biologiques pendant un pic d'exposition. Les taux non linéaires de dommages biologiques peuvent être liés à des changements dans l'absorption, qui à leur tour sont liés aux niveaux d'exposition, à la sensibilité de l'hôte, à la synergie avec d'autres expositions, à l'implication d'autres mécanismes pathologiques à des expositions plus élevées ou à des niveaux seuils pour les processus pathologiques.

Ces exemples montrent également que les approches pharmacocinétiques peuvent mener ailleurs qu'à des estimations de doses. Les résultats de la modélisation pharmacocinétique peuvent également être utilisés pour explorer la pertinence biologique des indices d'exposition existants et pour concevoir de nouvelles stratégies d'évaluation de l'exposition pertinentes pour la santé.

La modélisation pharmacocinétique de l'exposition peut également générer des estimations de la dose réelle à l'organe cible. Par exemple dans le cas de l'ozone, un gaz irritant aigu, des modèles ont été développés qui prédisent la concentration tissulaire dans les voies respiratoires en fonction de la concentration moyenne d'ozone dans l'espace aérien du poumon à une certaine distance de la trachée, le rayon de les voies respiratoires, la vitesse moyenne de l'air, la dispersion effective et le flux d'ozone de l'air à la surface des poumons (Menzel 1987; Miller et Overton 1989). Ces modèles peuvent être utilisés pour prédire la dose d'ozone dans une région particulière des voies respiratoires, en fonction des concentrations d'ozone dans l'environnement et des schémas respiratoires.

Dans la plupart des cas, les estimations de la dose cible sont basées sur des informations sur le schéma d'exposition au fil du temps, les antécédents professionnels et des informations pharmacocinétiques sur l'absorption, la distribution, l'élimination et la transformation de l'agent. L'ensemble du processus peut être décrit par un ensemble d'équations qui peuvent être résolues mathématiquement. Souvent, les informations sur les paramètres pharmacocinétiques ne sont pas disponibles pour les humains, et des estimations de paramètres basées sur des expérimentations animales doivent être utilisées. Il existe maintenant plusieurs exemples d'utilisation de la modélisation pharmacocinétique de l'exposition afin de générer des estimations de dose. Les premières références à la modélisation des données d'exposition en estimations de dose dans la littérature remontent à l'article de Jahr (1974).

Bien que les estimations de dose n'aient généralement pas été validées et aient trouvé une application limitée dans les études épidémiologiques, la nouvelle génération d'indices d'exposition ou de dose devrait aboutir à des analyses optimales de la relation exposition-réponse dans les études épidémiologiques (Smith 1985, 1987). Un problème non encore abordé dans la modélisation pharmacocinétique est que de grandes différences interspécifiques existent dans la cinétique des agents toxiques, et donc les effets de la variation intra-individuelle des paramètres pharmacocinétiques sont d'intérêt (Droz 1992).

Biosurveillance et biomarqueurs d'exposition

La surveillance biologique offre une estimation de la dose et est donc souvent considérée comme supérieure à la surveillance environnementale. Cependant, la variabilité intra-individuelle des indices de biosurveillance peut être considérable. Afin de dériver une estimation acceptable de la dose d'un travailleur, des mesures répétées doivent être prises, et parfois l'effort de mesure peut devenir plus important que pour la surveillance environnementale.

C'est ce qu'illustre une étude intéressante sur des ouvriers fabriquant des bateaux en plastique renforcé de fibre de verre (Rappaport et al. 1995). La variabilité de l'exposition au styrène a été évaluée en mesurant à plusieurs reprises le styrène dans l'air. Le styrène dans l'air expiré des travailleurs exposés a été surveillé, ainsi que les échanges de chromatides soeurs (ECS). Ils ont montré qu'une étude épidémiologique utilisant le styrène dans l'air comme mesure d'exposition serait plus efficace, en termes de nombre de mesures nécessaires, qu'une étude utilisant les autres indices d'exposition. Pour le styrène dans l'air, trois répétitions ont été nécessaires pour estimer l'exposition moyenne à long terme avec une précision donnée. Pour le styrène dans l'air expiré, quatre répétitions par travailleur étaient nécessaires, tandis que pour les SCE, 20 répétitions étaient nécessaires. L'explication de cette observation est le rapport signal sur bruit, déterminé par la variabilité de l'exposition au jour le jour et entre les travailleurs, qui était plus favorable pour le styrène dans l'air que pour les deux biomarqueurs d'exposition. Ainsi, bien que la pertinence biologique d'un certain substitut d'exposition puisse être optimale, les performances d'une analyse exposition-réponse peuvent encore être médiocres en raison d'un rapport signal sur bruit limité, entraînant une erreur de classification.

Droz (1991) a appliqué la modélisation pharmacocinétique pour étudier les avantages des stratégies d'évaluation de l'exposition basées sur l'échantillonnage de l'air par rapport aux stratégies de biosurveillance dépendant de la demi-vie de l'agent. Il a montré que la surveillance biologique est également fortement affectée par la variabilité biologique, qui n'est pas liée à la variabilité du test toxicologique. Il suggère qu'il n'existe aucun avantage statistique à utiliser des indicateurs biologiques lorsque la demi-vie de l'agent considéré est inférieure à une dizaine d'heures.

Bien que l'on puisse avoir tendance à décider de mesurer l'exposition environnementale plutôt qu'un indicateur biologique d'un effet en raison de la variabilité de la variable mesurée, des arguments supplémentaires peuvent être trouvés pour choisir un biomarqueur, même lorsque cela conduirait à un effort de mesure plus important, comme lorsqu'une exposition cutanée considérable est présente. Pour des agents tels que les pesticides et certains solvants organiques, l'exposition cutanée peut être plus importante que l'exposition par voie aérienne. Un biomarqueur d'exposition inclurait cette voie d'exposition, alors que la mesure de l'exposition cutanée est complexe et les résultats ne sont pas facilement interprétables (Boleij et al. 1995). Les premières études menées auprès de travailleurs agricoles utilisant des « tampons » pour évaluer l'exposition cutanée ont montré des distributions remarquables de pesticides sur la surface du corps, selon les tâches du travailleur. Cependant, comme peu d'informations sont disponibles sur l'absorption cutanée, les profils d'exposition ne peuvent pas encore être utilisés pour estimer une dose interne.

Les biomarqueurs peuvent également présenter des avantages considérables dans l'épidémiologie du cancer. Lorsqu'un biomarqueur est un marqueur précoce de l'effet, son utilisation pourrait entraîner une réduction de la période de suivi. Bien que des études de validation soient nécessaires, les biomarqueurs d'exposition ou de sensibilité individuelle pourraient donner lieu à des études épidémiologiques plus puissantes et à des estimations de risque plus précises.

Analyse de la fenêtre temporelle

Parallèlement au développement de la modélisation pharmacocinétique, les épidémiologistes ont exploré de nouvelles approches dans la phase d'analyse des données, telles que « l'analyse des périodes de temps », pour relier les périodes d'exposition pertinentes aux paramètres, et pour mettre en œuvre les effets des modèles temporels dans l'exposition ou les pics d'exposition dans l'épidémiologie du cancer professionnel. (Checkoway et Rice 1992). Conceptuellement, cette technique est liée à la modélisation pharmacocinétique puisque la relation entre l'exposition et le résultat est optimisée en mettant des poids sur différentes périodes d'exposition, modèles d'exposition et niveaux d'exposition. Dans la modélisation pharmacocinétique, ces poids sont censés avoir une signification physiologique et sont estimés au préalable. Dans l'analyse temporelle, les pondérations sont estimées à partir des données sur la base de critères statistiques. Des exemples de cette approche sont donnés par Hodgson et Jones (1990), qui ont analysé la relation entre l'exposition au radon et le cancer du poumon dans une cohorte de mineurs d'étain britanniques, et par Seixas, Robins et Becker (1993), qui ont analysé la relation entre la poussière exposition et santé respiratoire dans une cohorte de mineurs de charbon américains. Une étude très intéressante soulignant la pertinence de l'analyse des fenêtres temporelles est celle de Peto et al. (1982).

Ils ont montré que les taux de mortalité par mésothéliome semblaient être proportionnels à une certaine fonction du temps écoulé depuis la première exposition et de l'exposition cumulée dans une cohorte de travailleurs de l'isolation. Le temps écoulé depuis la première exposition était particulièrement pertinent car cette variable était une approximation du temps nécessaire à une fibre pour migrer de son lieu de dépôt dans les poumons vers la plèvre. Cet exemple montre comment la cinétique de dépôt et de migration détermine dans une large mesure la fonction de risque. Un problème potentiel avec l'analyse des délais est qu'elle nécessite des informations détaillées sur les périodes d'exposition et les niveaux d'exposition, ce qui entrave son application dans de nombreuses études sur les résultats des maladies chroniques.

Remarques finales

En conclusion, les principes sous-jacents de la modélisation pharmacocinétique et de l'analyse des délais ou des fenêtres temporelles sont largement reconnus. Les connaissances dans ce domaine ont été principalement utilisées pour développer des stratégies d'évaluation de l'exposition. Une utilisation plus élaborée de ces approches nécessite cependant un effort de recherche considérable et doit être développée. Le nombre de demandes est donc encore limité. Des applications relativement simples, telles que le développement de stratégies d'évaluation de l'exposition plus optimales en fonction du critère d'effet, ont trouvé une utilisation plus large. Un enjeu important dans le développement de biomarqueurs d'exposition ou d'effet est la validation de ces indices. On suppose souvent qu'un biomarqueur mesurable peut mieux prédire le risque pour la santé que les méthodes traditionnelles. Cependant, malheureusement, très peu d'études de validation étayent cette hypothèse.

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L'histoire des limites d'exposition professionnelle

Au cours des 40 dernières années, de nombreuses organisations dans de nombreux pays ont proposé des limites d'exposition professionnelle (LEP) pour les contaminants en suspension dans l'air. Les limites ou lignes directrices qui sont progressivement devenues les plus largement acceptées aux États-Unis et dans la plupart des autres pays sont celles publiées annuellement par l'American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH), appelées valeurs limites de seuil (TLV) (LaNier 1984 ; Cook 1986 ; ACGIH 1994).

L'utilité d'établir des LEP pour les agents potentiellement nocifs dans l'environnement de travail a été démontrée à maintes reprises depuis leur création (Stokinger 1970 ; Cook 1986 ; Doull 1994). La contribution des LEP à la prévention ou à la minimisation des maladies est maintenant largement acceptée, mais pendant de nombreuses années, de telles limites n'existaient pas, et même lorsqu'elles existaient, elles n'étaient souvent pas respectées (Cook 1945 ; Smyth 1956 ; Stokinger 1981 ; LaNier 1984 ; Cook 1986).

Il était bien compris dès le XVe siècle que les poussières et les produits chimiques en suspension dans l'air pouvaient provoquer des maladies et des blessures, mais les concentrations et les durées d'exposition auxquelles cela pouvait se produire n'étaient pas claires (Ramazinni 1700).

Comme l'a rapporté Baetjer (1980), « au début de ce siècle, lorsque le Dr Alice Hamilton a commencé sa carrière distinguée dans le domaine des maladies professionnelles, aucun échantillon d'air et aucune norme n'étaient à sa disposition, ni même nécessaires. La simple observation des conditions de travail, des maladies et des décès des travailleurs prouve aisément l'existence d'expositions nocives. Bientôt cependant, la nécessité de déterminer des normes pour une exposition sans danger est devenue évidente.

Les premiers efforts pour établir une VLEP ont été dirigés vers le monoxyde de carbone, le gaz toxique auquel plus de personnes sont professionnellement exposées qu'à tout autre (pour une chronologie du développement des VLEP, voir la figure 1. Les travaux de Max Gruber à l'Institut d'hygiène à Munich a été publié en 1883. L'article décrit l'exposition de deux poules et douze lapins à des concentrations connues de monoxyde de carbone pendant jusqu'à 47 heures sur trois jours, il a déclaré que "la limite de l'action nocive du monoxyde de carbone se situe à une concentration selon toute probabilité de 500 parties par million, mais certainement (pas moins de) 200 parties par million ". En arrivant à cette conclusion, Gruber avait également inhalé du monoxyde de carbone lui-même. Il n'a signalé aucun symptôme ou sensation inconfortable après trois heures sur chacun des deux jours consécutifs à concentrations de 210 parties par million et 240 parties par million (Cook 1986).

Figure 1. Chronologie des niveaux d'exposition professionnelle (LEO).

Les premières et les plus importantes séries d'expérimentations animales sur les limites d'exposition ont été menées par KB Lehmann et d'autres sous sa direction. Dans une série de publications couvrant 50 ans, ils ont rendu compte d'études sur l'ammoniac et le gaz chlorhydrique, les hydrocarbures chlorés et un grand nombre d'autres substances chimiques (Lehmann 1886; Lehmann et Schmidt-Kehl 1936).

Kobert (1912) a publié l'un des premiers tableaux des limites d'exposition aiguë. Les concentrations de 20 substances ont été répertoriées sous les rubriques : (1) rapidement mortelles pour l'homme et les animaux, (2) dangereuses en 0.5 à 3 heure, (0.5) 4 à 1947 heure sans perturbations graves et (1986) seulement des symptômes minimes observés. Dans son article "Interprétations des limites admissibles", Schrenk (XNUMX) note que les "valeurs pour l'acide chlorhydrique, le cyanure d'hydrogène, l'ammoniac, le chlore et le brome telles qu'elles sont données sous la rubrique "seulement des symptômes minimes après plusieurs heures" dans l'article Kobert précédent concordent avec des valeurs telles qu'elles sont généralement acceptées dans les tableaux actuels des CMA pour les expositions déclarées ». Cependant, les valeurs de certains des solvants organiques les plus toxiques, comme le benzène, le tétrachlorure de carbone et le disulfure de carbone, dépassaient de loin celles actuellement utilisées (Cook, XNUMX).

L'un des premiers tableaux de limites d'exposition à provenir des États-Unis a été celui publié par le US Bureau of Mines (Fieldner, Katz et Kenney 1921). Bien que son titre ne l'indique pas, les 33 substances répertoriées sont celles rencontrées en milieu de travail. Cook (1986) a également noté que la plupart des limites d'exposition jusqu'aux années 1930, à l'exception des poussières, étaient basées sur des expériences animales plutôt courtes. Une exception notable a été l'étude de l'exposition chronique au benzène par Leonard Greenburg du US Public Health Service, menée sous la direction d'un comité du National Safety Council (NSC 1926). Une exposition acceptable pour les êtres humains basée sur des expérimentations animales à long terme a été dérivée de ces travaux.

Selon Cook (1986), pour les expositions à la poussière, les limites admissibles établies avant 1920 étaient basées sur les expositions des travailleurs des mines d'or sud-africaines, où la poussière des opérations de forage était riche en silice libre cristalline. En 1916, une limite d'exposition de 8.5 millions de particules par pied cube d'air (mppcf) pour la poussière contenant 80 à 90 % de quartz a été fixée (Phthisis Prevention Committee 1916). Plus tard, le niveau a été abaissé à 5 mppcf. Cook a également rapporté qu'aux États-Unis, des normes pour la poussière, également basées sur l'exposition des travailleurs, ont été recommandées par Higgins et ses collègues à la suite d'une étude dans les mines de zinc et de plomb du sud-ouest du Missouri en 1917. Le niveau initial établi pour les poussières de quartz élevées étaient de dix mppcf, sensiblement plus élevées que celles établies par des études ultérieures sur la poussière menées par le US Public Health Service. En 1930, le ministère du Travail de l'URSS a publié un décret qui comprenait des concentrations maximales admissibles pour 12 substances toxiques industrielles.

La liste la plus complète des limites d'exposition professionnelle jusqu'en 1926 concernait 27 substances (Sayers 1927). En 1935, Sayers et Dalle Valle ont publié des réponses physiologiques à cinq concentrations de 37 substances, la cinquième étant la concentration maximale admissible pour une exposition prolongée. Lehmann et Flury (1938) et Bowditch et al. (1940) ont publié des articles qui présentaient des tableaux avec une seule valeur pour les expositions répétées à chaque substance.

Bon nombre des limites d'exposition élaborées par Lehmann ont été incluses dans une monographie initialement publiée en 1927 par Henderson et Haggard (1943), et un peu plus tard dans l'ouvrage de Flury et Zernik. Gaz Schadliche (1931). Selon Cook (1986), ce livre était considéré comme la référence faisant autorité sur les effets des gaz, vapeurs et poussières nocifs sur le lieu de travail jusqu'au volume II de Patty's Industrial Hygiene and Toxicology (1949) a été publié.

Les premières listes de normes d'exposition aux produits chimiques dans l'industrie, appelées concentrations maximales admissibles (CMA), ont été préparées en 1939 et 1940 (Baetjer 1980). Ils représentaient un consensus d'opinion de l'American Standard Association et d'un certain nombre d'hygiénistes industriels qui avaient formé l'ACGIH en 1938. Ces "normes suggérées" ont été publiées en 1943 par James Sterner. Un comité de l'ACGIH s'est réuni au début de 1940 pour commencer la tâche d'identifier les niveaux sûrs d'exposition aux produits chimiques sur le lieu de travail, en rassemblant toutes les données qui relieraient le degré d'exposition à une substance toxique à la probabilité de produire un effet indésirable (Stokinger 1981; LaNier 1984). Le premier ensemble de valeurs a été publié en 1941 par ce comité, qui était composé de Warren Cook, Manfred Boditch (apparemment le premier hygiéniste employé par l'industrie aux États-Unis), William Fredrick, Philip Drinker, Lawrence Fairhall et Alan Dooley (Stokinger 1981 ).

En 1941, un comité (désigné sous le nom de Z-37) de l'American Standards Association, qui devint plus tard l'American National Standards Institute, développa sa première norme de 100 ppm pour le monoxyde de carbone. En 1974, le comité avait publié des bulletins distincts pour 33 normes d'exposition aux poussières et gaz toxiques.

Lors de la réunion annuelle de l'ACGIH en 1942, le nouveau sous-comité sur les limites de seuil a présenté dans son rapport un tableau de 63 substances toxiques avec les «concentrations maximales admissibles de contaminants atmosphériques» à partir de listes fournies par les différentes unités d'hygiène industrielle de l'État. Le rapport contient la déclaration suivante : « Le tableau ne doit pas être interprété comme des concentrations sûres recommandées. Le matériel est présenté sans commentaire » (Cook 1986).

En 1945, une liste de 132 contaminants atmosphériques industriels avec des concentrations maximales admissibles a été publiée par Cook, y compris les valeurs alors actuelles pour six États, ainsi que des valeurs présentées comme un guide pour le contrôle des maladies professionnelles par les agences fédérales et les concentrations maximales admissibles qui semblaient les mieux étayées. par les références sur les enquêtes originales (Cook 1986).

Lors de la réunion annuelle de 1946 de l'ACGIH, le sous-comité sur les limites de seuil a présenté son deuxième rapport avec les valeurs de 131 gaz, vapeurs, poussières, fumées et brouillards et 13 poussières minérales. Les valeurs ont été compilées à partir de la liste rapportée par le sous-comité en 1942, à partir de la liste publiée par Warren Cook dans Médecine industrielle (1945) et des valeurs publiées du Comité Z-37 de l'American Standards Association. Le comité a souligné que la «liste des valeurs MAC est présentée… avec la compréhension définitive qu'elle sera soumise à une révision annuelle».

Utilisation prévue des VLEP

Les TLV de l'ACGIH et la plupart des autres OEL utilisées aux États-Unis et dans certains autres pays sont des limites qui se réfèrent aux concentrations de substances en suspension dans l'air et représentent des conditions dans lesquelles "on pense que presque tous les travailleurs peuvent être exposés de manière répétée jour après jour sans effets néfastes sur la santé". (ACGIH 1994). (Voir tableau 1). Dans certains pays, la VLEP est fixée à une concentration qui protégera pratiquement tout le monde. Il est important de reconnaître que, contrairement à certaines limites d'exposition aux polluants de l'air ambiant, à l'eau contaminée ou aux additifs alimentaires fixées par d'autres groupes professionnels ou organismes de réglementation, l'exposition à la TLV n'empêchera pas nécessairement l'inconfort ou les blessures pour toutes les personnes exposées (Adkins et al .1990). L'ACGIH a reconnu il y a longtemps qu'en raison de la large gamme de sensibilité individuelle, un petit pourcentage de travailleurs peut ressentir une gêne à cause de certaines substances à des concentrations égales ou inférieures au seuil limite et qu'un plus petit pourcentage peut être affecté plus sérieusement par l'aggravation d'un pré- condition existante ou par le développement d'une maladie professionnelle (Cooper 1973; ACGIH 1994). Ceci est clairement indiqué dans l'introduction de la brochure annuelle de l'ACGIH Valeurs limites d'exposition pour les substances chimiques et les agents physiques et indices d'exposition biologique (ACGIH 1994).

Tableau 1. Limites d'exposition professionnelle (VLEP) dans divers pays (à partir de 1986)

Source : Cuisinier 1986.

Cette limitation, bien que peut-être moins qu'idéale, a été considérée comme pratique puisque des concentrations dans l'air si faibles pour protéger les hypersensibles ont traditionnellement été jugées irréalisables en raison de limitations techniques ou économiques. Jusqu'en 1990 environ, cette lacune des TLV n'était pas considérée comme grave. À la lumière des améliorations spectaculaires depuis le milieu des années 1980 dans nos capacités d'analyse, nos dispositifs de surveillance/échantillonnage personnels, nos techniques de surveillance biologique et l'utilisation de robots comme contrôle technique plausible, nous sommes désormais technologiquement en mesure d'envisager des limites d'exposition professionnelle plus strictes.

Les informations générales et la justification de chaque TLV sont publiées périodiquement dans le Documentation des valeurs limites de seuil (ACGIH 1995). Certains types de documentation sont parfois disponibles pour les OEL définies dans d'autres pays. La justification ou la documentation d'une LEP particulière doit toujours être consultée avant d'interpréter ou d'ajuster une limite d'exposition, ainsi que les données spécifiques qui ont été prises en compte pour l'établir (ACGIH 1994).

Les VLE sont fondées sur les meilleures informations disponibles issues de l'expérience industrielle et d'études expérimentales sur l'homme et l'animal, lorsque cela est possible, à partir d'une combinaison de ces sources (Smith et Olishifski 1988 ; ACGIH 1994). La justification du choix des valeurs limites diffère d'une substance à l'autre. Par exemple, la protection contre l'altération de la santé peut être un facteur directeur pour certains, alors qu'une absence raisonnable d'irritation, de narcose, de nuisance ou d'autres formes de stress peut constituer la base pour d'autres. L'ancienneté et l'exhaustivité des informations disponibles pour établir les limites d'exposition professionnelle varient également d'une substance à l'autre; par conséquent, la précision de chaque TLV est différente. La TLV la plus récente et sa documentation (ou son équivalent) doivent toujours être consultées afin d'évaluer la qualité des données sur lesquelles cette valeur a été établie.

Même si toutes les publications contenant des VLEP soulignent qu'elles étaient destinées à être utilisées uniquement pour établir des niveaux d'exposition sûrs pour les personnes sur le lieu de travail, elles ont parfois été utilisées dans d'autres situations. C'est pour cette raison que toutes les limites d'exposition doivent être interprétées et appliquées uniquement par une personne connaissant l'hygiène industrielle et la toxicologie. Le comité TLV (ACGIH 1994) n'avait pas l'intention de les utiliser ou de les modifier pour les utiliser :

• en tant qu'indice relatif de danger ou de toxicité
• dans l'évaluation de la pollution atmosphérique communautaire
• pour estimer les risques d'expositions continues et ininterrompues ou d'autres périodes de travail prolongées
• comme preuve ou réfutation d'une maladie ou d'un état physique existant
• pour adoption par les pays dont les conditions de travail diffèrent de celles des États-Unis.

Le comité TLV et d'autres groupes qui fixent les VLEP avertissent que ces valeurs ne doivent pas être « directement utilisées » ou extrapolées pour prédire des niveaux d'exposition sûrs pour d'autres paramètres d'exposition. Cependant, si l'on comprend la justification scientifique de la recommandation et les approches appropriées pour extrapoler les données, elles peuvent être utilisées pour prédire les niveaux d'exposition acceptables pour de nombreux types de scénarios d'exposition et d'horaires de travail différents (ACGIH 1994; Hickey et Reist 1979).

Philosophie et approches dans la fixation des limites d'exposition

Les TLV ont été initialement préparés pour servir uniquement à l'usage des hygiénistes industriels, qui pouvaient exercer leur propre jugement dans l'application de ces valeurs. Ils ne devaient pas être utilisés à des fins légales (Baetjer 1980). Cependant, en 1968, la loi américaine Walsh-Healey sur les contrats publics a incorporé la liste TLV de 1968, qui couvrait environ 400 produits chimiques. Aux États-Unis, lorsque la loi sur la sécurité et la santé au travail (OSHA) a été adoptée, toutes les normes devaient être des normes consensuelles nationales ou des normes fédérales établies.

Les limites d'exposition aux contaminants de l'air sur le lieu de travail reposent sur l'hypothèse selon laquelle, bien que toutes les substances chimiques soient toxiques à une certaine concentration lorsqu'elles sont expérimentées pendant un certain temps, il existe une concentration (par exemple, une dose) pour toutes les substances à laquelle aucun effet nocif ne devrait résulter. peu importe combien de fois l'exposition est répétée. Une prémisse similaire s'applique aux substances dont les effets se limitent à l'irritation, à la narcose, à la nuisance ou à d'autres formes de stress (Stokinger 1981; ACGIH 1994).

Cette philosophie diffère donc de celle appliquée aux agents physiques comme les rayonnements ionisants, et à certains cancérigènes chimiques, puisqu'il est possible qu'il n'y ait pas de seuil ou pas de dose à laquelle un risque nul serait attendu (Stokinger 1981). La question des effets de seuil est controversée, des scientifiques réputés plaidant à la fois pour et contre les théories de seuil (Seiler 1977 ; Watanabe et al. 1980, Stott et al. 1981 ; Butterworth et Slaga 1987 ; Bailer et al. 1988 ; Wilkinson 1988 ; Bus et Gibson 1994). Dans cette optique, certaines limites d'exposition professionnelle proposées par les organismes de réglementation au début des années 1980 ont été fixées à des niveaux qui, bien que n'étant pas totalement sans risque, posaient des risques qui n'étaient pas supérieurs aux risques professionnels classiques tels que l'électrocution, les chutes, etc. Même dans les environnements qui n'utilisent pas de produits chimiques industriels, les risques globaux de blessures mortelles sur le lieu de travail sont d'environ un sur mille. C'est le raisonnement qui a été utilisé pour justifier le choix de ce critère théorique de risque de cancer pour l'établissement des VLE pour les cancérogènes chimiques (Rodricks, Brett et Wrenn 1987; Travis et al. 1987).

Les limites d'exposition professionnelle établies aux États-Unis et ailleurs proviennent d'une grande variété de sources. Les TLV de 1968 (celles adoptées par l'OSHA en 1970 en tant que réglementations fédérales) étaient largement basées sur l'expérience humaine. Cela peut surprendre de nombreux hygiénistes qui sont récemment entrés dans la profession, car cela indique que, dans la plupart des cas, la fixation d'une limite d'exposition est intervenue après qu'une substance s'est avérée avoir des effets toxiques, irritants ou autrement indésirables sur les humains. . Comme on pouvait s'y attendre, bon nombre des limites d'exposition les plus récentes pour les toxines systémiques, en particulier les limites internes fixées par les fabricants, ont été fondées principalement sur des tests toxicologiques effectués sur des animaux, contrairement à l'attente d'observations d'effets nocifs chez les travailleurs exposés (Paustenbach et Langner 1986). Cependant, dès 1945, les tests sur les animaux ont été reconnus par le comité TLV comme étant très précieux et ils constituent en fait la deuxième source d'information la plus courante sur laquelle ces lignes directrices ont été fondées (Stokinger 1970).

Plusieurs approches pour dériver des VLEP à partir de données animales ont été proposées et mises en œuvre au cours des 40 dernières années. L'approche utilisée par le comité TLV et d'autres n'est pas sensiblement différente de celle qui a été utilisée par la Food and Drug Administration (FDA) des États-Unis pour établir les doses journalières acceptables (DJA) pour les additifs alimentaires. Une compréhension de l'approche de la FDA pour fixer des limites d'exposition pour les additifs alimentaires et les contaminants peut donner un bon aperçu aux hygiénistes industriels qui sont impliqués dans l'interprétation des LEP (Dourson et Stara 1983).

Des discussions sur les approches méthodologiques qui peuvent être utilisées pour établir des limites d'exposition sur le lieu de travail basées exclusivement sur des données animales ont également été présentées (Weil 1972; OMS 1977; Zielhuis et van der Kreek 1979a, 1979b; Calabrese 1983; Dourson et Stara 1983; Leung et Paustenbach 1988a ; Finley et al. 1992 ; Paustenbach 1995). Bien que ces approches comportent un certain degré d'incertitude, elles semblent être bien meilleures qu'une extrapolation qualitative des résultats des tests sur les animaux aux humains.

Environ 50 % des TLV de 1968 provenaient de données humaines et environ 30 % provenaient de données animales. En 1992, près de 50 % provenaient principalement de données animales. Les critères utilisés pour élaborer les VLE peuvent être classés en quatre groupes : morphologiques, fonctionnels, biochimiques et divers (nuisance, cosmétique). Parmi ces TLV basées sur des données humaines, la plupart sont dérivées des effets observés chez les travailleurs qui ont été exposés à la substance pendant de nombreuses années. Par conséquent, la plupart des TLV existantes ont été basées sur les résultats de la surveillance du lieu de travail, compilées avec des observations qualitatives et quantitatives de la réponse humaine (Stokinger 1970 ; Park et Snee 1983). Ces derniers temps, les VLE pour les nouveaux produits chimiques ont été basées principalement sur les résultats d'études animales plutôt que sur l'expérience humaine (Leung et Paustenbach 1988b; Leung et al. 1988).

Il convient de noter qu'en 1968, environ 50 % seulement des TLV visaient principalement à prévenir les effets toxiques systémiques. Environ 40% étaient basés sur l'irritation et environ 1993% visaient à prévenir le cancer. En 50, environ 35 % étaient destinés à prévenir les effets systémiques, 2 % à prévenir l'irritation et XNUMX % à prévenir le cancer. La figure XNUMX présente un résumé des données souvent utilisées dans l'élaboration des VLEP. 

Figure 2. Données souvent utilisées pour élaborer une exposition professionnelle.

Limites pour les irritants

Avant 1975, les LEP conçues pour prévenir l'irritation étaient largement basées sur des expériences humaines. Depuis, plusieurs modèles animaux expérimentaux ont été développés (Kane et Alarie 1977 ; Alarie 1981 ; Abraham et al. 1990 ; Nielsen 1991). Un autre modèle basé sur les propriétés chimiques a été utilisé pour établir des VLEP préliminaires pour les acides et les bases organiques (Leung et Paustenbach 1988).

Limites pour les substances cancérigènes

En 1972, le comité ACGIH a commencé à faire la distinction entre les cancérogènes humains et animaux dans sa liste TLV. Selon Stokinger (1977), l'une des raisons de cette distinction était d'aider les parties prenantes aux discussions (représentants syndicaux, travailleurs et public) à se concentrer sur les produits chimiques les plus susceptibles d'être exposés sur le lieu de travail.

Les VLE protègent-elles suffisamment les travailleurs ?

À partir de 1988, de nombreuses personnes se sont inquiétées de l'adéquation ou de la protection de la santé des TLV. La question clé soulevée était de savoir quel pourcentage de la population active est réellement protégé contre les effets néfastes sur la santé lorsqu'il est exposé à la TLV ?

Castleman et Ziem (1988) et Ziem et Castleman (1989) ont soutenu à la fois que la base scientifique des normes était inadéquate et qu'elles avaient été formulées par des hygiénistes ayant des intérêts acquis dans les industries réglementées.

Ces documents ont engendré une quantité énorme de discussions, à la fois favorables et opposées aux travaux de l'ACGIH (Finklea 1988 ; Paustenbach 1990a, 1990b, 1990c ; Tarlau 1990).

Une étude de suivi par Roach et Rappaport (1990) a tenté de quantifier la marge de sécurité et la validité scientifique des TLV. Ils ont conclu qu'il existait de sérieuses incohérences entre les données scientifiques disponibles et l'interprétation donnée dans le rapport de 1976. Documentation par le comité TLV. Ils notent également que les VLE reflétaient probablement ce que le Comité percevait comme réaliste et réalisable à l'époque. L'ACGIH a répondu aux analyses de Roach et Rappaport et de Castleman et Ziem, qui ont insisté sur l'inexactitude des critiques.

Bien que le bien-fondé de l'analyse de Roach et Rappaport, ou d'ailleurs de celle de Ziem et Castleman, sera débattu pendant plusieurs années, il est clair que le processus par lequel les TLV et autres VLEP seront fixées ne sera probablement jamais aussi c'était entre 1945 et 1990. Il est probable que dans les années à venir, la justification, ainsi que le degré de risque inhérent à un TLV, seront décrits plus explicitement dans la documentation de chaque TLV. De plus, il est certain que la définition de « pratiquement sans danger » ou de « risque insignifiant » en ce qui concerne l'exposition sur le lieu de travail changera à mesure que les valeurs de la société changeront (Paustenbach 1995, 1997).

Le degré de réduction des VLE ou autres VLEP qui interviendra sans doute dans les années à venir variera selon le type d'effet néfaste sur la santé à prévenir (dépression du système nerveux central, toxicité aiguë, odeur, irritation, effets sur le développement ou autres). On ne sait pas dans quelle mesure le comité TLV s'appuiera sur divers modèles de toxicité prédictive, ou quels critères de risque il adoptera, alors que nous entrons dans le siècle prochain.

Normes et horaires de travail non traditionnels

La mesure dans laquelle le travail posté affecte les capacités, la longévité, la mortalité et le bien-être général d'un travailleur n'est toujours pas bien comprise. Des quarts de travail et des horaires de travail dits non traditionnels ont été mis en place dans un certain nombre d'industries dans le but d'éliminer, ou du moins de réduire, certains des problèmes causés par le travail par quarts normal, qui consiste en trois quarts de travail de huit heures par jour. Un type d'horaire de travail qui est classé comme non traditionnel est le type impliquant des périodes de travail de plus de huit heures et faisant varier (comprimant) le nombre de jours travaillés par semaine (par exemple, une semaine de travail de 12 heures par jour, de trois jours). Un autre type d'horaire de travail non traditionnel implique une série de brèves expositions à un agent chimique ou physique pendant un horaire de travail donné (par exemple, un horaire où une personne est exposée à un produit chimique pendant 30 minutes, cinq fois par jour avec une heure entre les expositions) . La dernière catégorie d'horaires non traditionnels est celle impliquant le « cas critique » où des personnes sont continuellement exposées à un contaminant de l'air (p. ex., vaisseau spatial, sous-marin).

Les semaines de travail comprimées sont un type d'horaire de travail non traditionnel qui a été utilisé principalement dans des contextes non manufacturiers. Il s'agit d'un emploi à temps plein (pratiquement 40 heures par semaine) qui s'accomplit en moins de cinq jours par semaine. De nombreux horaires comprimés sont actuellement utilisés, mais les plus courants sont : (a) les semaines de travail de quatre jours avec des journées de dix heures ; (b) des semaines de travail de trois jours avec des journées de 12 heures; c) semaines de travail de 4 jours et demi avec quatre journées de neuf heures et une journée de quatre heures (habituellement le vendredi); et (d) le plan cinq/quatre, neuf consistant à alterner des semaines de travail de cinq jours et de quatre jours avec des journées de neuf heures (Nollen et Martin 1 ; Nollen 2).

De tous les travailleurs, ceux qui ont des horaires non traditionnels ne représentent qu'environ 5 % de la population active. De ce nombre, seuls environ 50,000 200,000 à 1994 XNUMX Américains qui travaillent selon des horaires non traditionnels sont employés dans des industries où il y a une exposition régulière à des niveaux importants de produits chimiques en suspension dans l'air. Au Canada, on pense que le pourcentage de travailleurs de l'industrie chimique selon des horaires non traditionnels est plus élevé (Paustenbach, XNUMX).

Une approche pour établir des VLEP internationales

Comme l'a noté Lundberg (1994), un défi auquel sont confrontés tous les comités nationaux est d'identifier une approche scientifique commune pour l'établissement des LEP. Les coentreprises internationales sont avantageuses pour les parties concernées puisque la rédaction de documents de critères est un processus à la fois long et coûteux (Paustenbach 1995).

C'était l'idée lorsque le Conseil nordique des ministres en 1977 a décidé de créer le groupe d'experts nordiques (NEG). La tâche du NEG consistait à élaborer des documents de critères fondés sur des bases scientifiques à utiliser comme base scientifique commune des VLEP par les autorités réglementaires des cinq pays nordiques (Danemark, Finlande, Islande, Norvège et Suède). Les documents critères du NEG conduisent à la définition d'un effet critique et de relations dose-réponse/dose-effet. L'effet critique est l'effet nocif qui se produit à l'exposition la plus faible. Il n'y a pas de discussion sur les facteurs de sécurité et une LEP numérique n'est pas proposée. Depuis 1987, les documents sur les critères sont publiés par le NEG simultanément en anglais sur une base annuelle.

Lundberg (1994) a suggéré une approche standardisée que chaque comté utiliserait. Il a suggéré de construire un document avec les caractéristiques suivantes :

• Un document de critères normalisés devrait refléter les connaissances à jour telles qu'elles sont présentées dans la littérature scientifique.
• La littérature utilisée devrait de préférence être des articles scientifiques évalués par des pairs, mais au moins être accessible au public. Les communications personnelles doivent être évitées. Une ouverture envers le grand public, en particulier les travailleurs, diminue le type de méfiance qui a récemment été adressée à l'égard de la documentation de l'ACGIH.
• Le comité scientifique devrait être composé de scientifiques indépendants du milieu universitaire et du gouvernement. Si le comité devait inclure des représentants scientifiques du marché du travail, les employeurs et les employés devraient être représentés.
• Toutes les études épidémiologiques et expérimentales pertinentes doivent être minutieusement examinées par le comité scientifique, en particulier les «études clés» qui présentent des données sur l'effet critique. Tous les effets observés doivent être décrits.
• Les possibilités de surveillance environnementale et biologique doivent être signalées. Il est également nécessaire d'examiner minutieusement ces données, y compris les données toxicocinétiques.
• Si les données le permettent, l'établissement de relations dose-réponse et dose-effet doit être indiqué. Une dose sans effet observable (NOEL) ou une dose minimale avec effet observable (LOEL) pour chaque effet observé doit être indiquée dans la conclusion. Si nécessaire, des raisons doivent être données pour expliquer pourquoi un certain effet est critique. L'importance toxicologique d'un effet est ainsi considérée.
• En particulier, il convient de souligner les propriétés mutagènes, cancérigènes et tératogènes ainsi que les effets allergiques et immunologiques.
• Une liste de références pour toutes les études décrites doit être fournie. S'il est indiqué dans le document que seules les études pertinentes ont été utilisées, il n'est pas nécessaire de donner une liste des références non utilisées ni pourquoi. En revanche, il pourrait être intéressant de répertorier les bases de données qui ont été utilisées dans la recherche documentaire.

Il n'y a en pratique que des différences mineures dans la manière dont les VLEP sont fixées dans les différents pays qui les élaborent. Il devrait donc être relativement facile de se mettre d'accord sur le format d'un document de critères standardisé contenant les informations clés. À partir de ce moment, la décision quant à la taille de la marge de sécurité qui est incorporée dans la limite relèverait alors de la politique nationale.

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