Critères d'établissement

L'élaboration de guides et de normes spécifiques pour l'air intérieur est le fruit de politiques volontaristes dans ce domaine de la part des organismes chargés de leur élaboration et du maintien de la qualité de l'air intérieur à des niveaux acceptables. En pratique, les tâches sont réparties et partagées entre de nombreuses entités chargées de contrôler la pollution, de maintenir la santé, d'assurer la sécurité des produits, de veiller à l'hygiène du travail et de réglementer le bâtiment et la construction.

La mise en place d'une réglementation vise à limiter ou réduire les niveaux de pollution de l'air intérieur. Cet objectif peut être atteint en contrôlant les sources de pollution existantes, en diluant l'air intérieur avec de l'air extérieur et en vérifiant la qualité de l'air disponible. Cela nécessite l'établissement de limites maximales spécifiques pour les polluants présents dans l'air intérieur.

La concentration d'un polluant donné dans l'air intérieur suit un modèle de masse équilibrée exprimé dans l'équation suivante :

où:

C_i = la concentration du polluant dans l'air intérieur (mg/m³);

Q = le taux d'émission (mg/h);

V = le volume de l'espace intérieur (m³);

C_o = la concentration du polluant dans l'air extérieur (mg/m³);

n = le taux de ventilation par heure ;

a = le taux de dégradation du polluant par heure.

On observe généralement que, dans des conditions statiques, la concentration des polluants présents dépendra en partie de la quantité de composé rejeté dans l'air par la source de contamination et de sa concentration dans l'air extérieur, ainsi que des différents mécanismes par lesquels le polluant est retiré. Les mécanismes d'élimination comprennent la dilution du polluant et sa « disparition » avec le temps. Toutes les réglementations, recommandations, lignes directrices et normes qui peuvent être établies afin de réduire la pollution doivent tenir compte de ces possibilités.

Contrôle des sources de pollution

L'un des moyens les plus efficaces pour réduire les niveaux de concentration d'un polluant dans l'air intérieur consiste à contrôler les sources de contamination à l'intérieur du bâtiment. Cela inclut les matériaux utilisés pour la construction et la décoration, les activités au sein du bâtiment et les occupants eux-mêmes.

S'il est jugé nécessaire de réglementer les émissions dues aux matériaux de construction utilisés, il existe des normes qui limitent directement la teneur dans ces matériaux de composés dont les effets nocifs pour la santé ont été démontrés. Certains de ces composés sont considérés comme cancérigènes, comme le formaldéhyde, le benzène, certains pesticides, l'amiante, la fibre de verre et autres. Une autre piste consiste à réglementer les émissions par l'établissement de normes d'émission.

Cette possibilité présente de nombreuses difficultés pratiques, dont les principales sont l'absence d'accord sur la manière de mesurer ces émissions, le manque de connaissances sur leurs effets sur la santé et le confort des occupants du bâtiment, et les difficultés inhérentes à l'identification et à la quantifier les centaines de composés émis par les matériaux en question. Une façon d'établir des normes d'émission est de partir d'un niveau acceptable de concentration du polluant et de calculer un taux d'émission qui tient compte des conditions environnementales - température, humidité relative, taux de renouvellement d'air, facteur de charge, etc. —qui sont représentatifs de la manière dont le produit est effectivement utilisé. La principale critique formulée à l'encontre de cette méthodologie est que plusieurs produits peuvent générer le même composé polluant. Les normes d'émission sont obtenues à partir de relevés effectués dans des atmosphères contrôlées où les conditions sont parfaitement définies. Il existe des guides publiés pour l'Europe (COST 613 1989 et 1991) et pour les États-Unis (ASTM 1989). Les critiques qui leur sont habituellement adressées reposent sur : (1) la difficulté d'obtenir des données comparatives et (2) les problèmes qui surgissent lorsqu'un espace intérieur présente des sources intermittentes de pollution.

En ce qui concerne les activités qui peuvent avoir lieu dans un bâtiment, l'accent est mis sur l'entretien du bâtiment. Dans ces activités, le contrôle peut être établi sous la forme de réglementations sur l'exécution de certaines tâches, telles que des recommandations relatives à l'application de pesticides ou à la réduction de l'exposition au plomb ou à l'amiante lors de la rénovation ou de la démolition d'un bâtiment.

Étant donné que la fumée de tabac, attribuable aux occupants d'un bâtiment, est si souvent une cause de pollution de l'air intérieur, elle mérite un traitement distinct. De nombreux pays ont des lois, au niveau de l'État, qui interdisent de fumer dans certains types d'espaces publics tels que les restaurants et les théâtres, mais d'autres arrangements sont très courants en vertu desquels il est permis de fumer dans certaines parties spécialement désignées d'un bâtiment donné.

Lorsque l'utilisation de certains produits ou matériaux est interdite, ces interdictions sont faites en fonction de leurs effets néfastes allégués sur la santé, qui sont plus ou moins bien documentés pour des niveaux normalement présents dans l'air intérieur. Une autre difficulté qui se pose est qu'il n'y a souvent pas suffisamment d'informations ou de connaissances sur les propriétés des produits qui pourraient être utilisés à leur place.

Élimination du polluant

Il y a des moments où il n'est pas possible d'éviter les émissions de certaines sources de pollution, comme c'est le cas, par exemple, lorsque les émissions sont dues aux occupants du bâtiment. Ces émissions incluent le dioxyde de carbone et les bioeffluents, la présence de matériaux aux propriétés non maîtrisées ou encore l'exécution de tâches quotidiennes. Dans ces cas, une façon de réduire les niveaux de contamination consiste à utiliser des systèmes de ventilation et d'autres moyens utilisés pour purifier l'air intérieur.

La ventilation est l'une des options les plus utilisées pour réduire la concentration de polluants dans les espaces intérieurs. Cependant, la nécessité d'économiser également de l'énergie impose que l'apport d'air extérieur pour renouveler l'air intérieur soit le plus parcimonieux possible. Il existe à cet égard des normes qui précisent des taux de ventilation minimaux, basés sur le renouvellement du volume d'air intérieur par heure avec de l'air extérieur, ou qui fixent un apport d'air minimum par occupant ou unité d'espace, ou qui tiennent compte de la concentration de dioxyde de carbone compte tenu des différences entre les espaces avec fumeurs et sans fumeurs. Dans le cas des bâtiments à ventilation naturelle, des exigences minimales ont également été fixées pour différentes parties d'un bâtiment, telles que les fenêtres.

Parmi les références les plus souvent citées par la majorité des normes existantes, tant nationales qu'internationales, même si elles ne sont pas juridiquement contraignantes, figurent les normes publiées par l'American Society of Heating, Refrigerating and Air Conditioning Engineers (ASHRAE). Ils ont été formulés pour aider les professionnels de la climatisation dans la conception de leurs installations. Dans la norme ASHRAE 62-1989 (ASHRAE 1989), les quantités minimales d'air nécessaires pour ventiler un bâtiment sont spécifiées, ainsi que la qualité acceptable de l'air intérieur requise pour ses occupants afin de prévenir les effets néfastes sur la santé. Pour le dioxyde de carbone (composé que la plupart des auteurs ne considèrent pas comme un polluant compte tenu de son origine humaine, mais qui est utilisé comme indicateur de la qualité de l'air intérieur afin d'établir le bon fonctionnement des systèmes de ventilation) cette norme préconise une limite de 1,000 XNUMX ppm en afin de satisfaire des critères de confort (odeur). Cette norme précise également la qualité de l'air extérieur nécessaire au renouvellement de l'air intérieur.

Dans les cas où la source de contamination, qu'elle soit intérieure ou extérieure, n'est pas facile à contrôler et où des équipements doivent être utilisés pour l'éliminer de l'environnement, il existe des normes garantissant leur efficacité, telles que celles qui énoncent des méthodes spécifiques pour vérifier la performance d'un certain type de filtre.

Extrapolation des normes d'hygiène du travail aux normes de qualité de l'air intérieur

Il est possible d'établir différents types de valeurs de référence applicables à l'air intérieur en fonction du type de population à protéger. Ces valeurs peuvent être basées sur des normes de qualité de l'air ambiant, sur des valeurs spécifiques pour des polluants donnés (comme le dioxyde de carbone, le monoxyde de carbone, le formaldéhyde, les composés organiques volatils, le radon, etc.), ou elles peuvent être basées sur des normes habituellement utilisées en hygiène du travail. . Ces dernières sont des valeurs formulées exclusivement pour des applications en milieu industriel. Ils sont destinés, en premier lieu, à protéger les travailleurs des effets aigus des polluants, comme l'irritation des muqueuses ou des voies respiratoires supérieures, ou à prévenir les intoxications à effets systémiques. En raison de cette possibilité, de nombreux auteurs, lorsqu'ils traitent de l'environnement intérieur, utilisent comme référence les valeurs limites d'exposition pour les environnements industriels établies par l'American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH) des États-Unis. Ces limites sont appelées Valeurs limites de seuil (TLV) et incluent des valeurs limites pour des journées de travail de huit heures et des semaines de travail de 40 heures.

Des rapports numériques sont appliqués afin d'adapter les TLV aux conditions de l'environnement intérieur d'un bâtiment, et les valeurs sont généralement réduites d'un facteur deux, dix ou même cent, selon le type d'effets sur la santé impliqués et le type de la population touchée. Les raisons invoquées pour réduire les valeurs des VLE lorsqu'elles sont appliquées à des expositions de ce type incluent le fait que, dans des environnements non industriels, le personnel est exposé simultanément à de faibles concentrations de plusieurs substances chimiques normalement inconnues, capables d'agir en synergie de manière à ne peut pas être facilement contrôlé. Il est généralement admis, en revanche, qu'en milieu industriel le nombre de substances dangereuses à contrôler est connu, et souvent limité, même si les concentrations sont généralement beaucoup plus élevées.

De plus, dans de nombreux pays, les situations industrielles sont surveillées afin de s'assurer du respect des valeurs de référence établies, ce qui n'est pas fait dans les environnements non industriels. Il est donc possible qu'en milieu non industriel, l'utilisation occasionnelle de certains produits puisse produire des concentrations élevées d'un ou plusieurs composés, sans aucune surveillance environnementale et sans possibilité de révéler les niveaux d'exposition intervenus. D'autre part, les risques inhérents à une activité industrielle sont connus ou devraient être connus et, par conséquent, des mesures pour leur réduction ou leur surveillance sont en place. Les travailleurs concernés sont informés et ont les moyens de réduire le risque et de se protéger. Par ailleurs, les travailleurs de l'industrie sont généralement des adultes en bonne santé et en condition physique acceptable, alors que la population des milieux intérieurs présente, en général, un éventail plus large d'états de santé. Le travail normal dans un bureau, par exemple, peut être effectué par des personnes ayant des limitations physiques ou des personnes sensibles aux réactions allergiques qui seraient incapables de travailler dans certains environnements industriels. Un cas extrême de ce raisonnement s'appliquerait à l'utilisation d'un bâtiment comme habitation familiale. Enfin, comme indiqué ci-dessus, les TLV, tout comme les autres normes professionnelles, sont basées sur des expositions de huit heures par jour, 40 heures par semaine. Cela représente moins d'un quart du temps qu'une personne serait exposée si elle restait continuellement dans le même environnement ou si elle était exposée à une substance pendant les 168 heures d'une semaine. De plus, les valeurs de référence sont basées sur des études qui incluent des expositions hebdomadaires et qui prennent en compte des temps de non-exposition (entre expositions) de 16 heures par jour et 64 heures le week-end, ce qui rend très difficile de faire des extrapolations sur les force de ces données.

La conclusion à laquelle arrivent la plupart des auteurs est que pour utiliser les normes d'hygiène industrielle de l'air intérieur, les valeurs de référence doivent comporter une très grande marge d'erreur. Par conséquent, la norme ASHRAE 62-1989 suggère une concentration d'un dixième de la valeur TLV recommandée par l'ACGIH pour les environnements industriels pour les contaminants chimiques qui n'ont pas leurs propres valeurs de référence établies.

Concernant les contaminants biologiques, il n'existe pas de critères techniques pour leur évaluation qui pourraient s'appliquer aux environnements industriels ou aux espaces intérieurs, comme c'est le cas des TLV de l'ACGIH pour les contaminants chimiques. Cela pourrait être dû à la nature des contaminants biologiques qui présentent une grande variabilité de caractéristiques rendant difficile l'établissement de critères d'évaluation généralisés et validés pour une situation donnée. Ces caractéristiques comprennent la capacité de reproduction de l'organisme en question, le fait que la même espèce microbienne peut avoir divers degrés de pathogénicité ou le fait que des modifications de facteurs environnementaux comme la température et l'humidité peuvent avoir un effet sur leur présence dans un environnement donné. Néanmoins, malgré ces difficultés, le Comité Bioaérosols de l'ACGIH a élaboré des lignes directrices pour évaluer ces agents biologiques en milieu intérieur : Lignes directrices pour l'évaluation des bioaérosols dans l'environnement intérieur (1989). Les protocoles standard recommandés dans ces lignes directrices définissent les systèmes et les stratégies d'échantillonnage, les procédures analytiques, l'interprétation des données et les recommandations de mesures correctives. Ils peuvent être utilisés lorsque des informations médicales ou cliniques indiquent l'existence de maladies comme la fièvre des humidificateurs, la pneumopathie d'hypersensibilité ou les allergies liées aux contaminants biologiques. Ces lignes directrices peuvent être appliquées lorsqu'un échantillonnage est nécessaire pour documenter la contribution relative des sources de bioaérosols déjà identifiées ou pour valider une hypothèse médicale. L'échantillonnage doit être effectué afin de confirmer les sources potentielles, mais l'échantillonnage de routine de l'air pour détecter les bioaérosols n'est pas recommandé.

Lignes directrices et normes existantes

Différentes organisations internationales telles que l'Organisation mondiale de la santé (OMS) et le Conseil international de la recherche en bâtiment (CIBC), des organisations privées telles que l'ASHRAE et des pays comme les États-Unis et le Canada, entre autres, établissent des lignes directrices et des normes d'exposition. De son côté, l'Union européenne (UE), par l'intermédiaire du Parlement européen, a présenté une résolution sur la qualité de l'air dans les espaces intérieurs. Cette résolution établit la nécessité pour la Commission européenne de proposer, dans les meilleurs délais, des directives spécifiques comprenant :

1. une liste des substances à proscrire ou à réglementer, tant dans la construction que dans l'entretien des bâtiments
2. normes de qualité applicables aux différents types d'environnements intérieurs
3. prescriptions pour l'examen, la construction, la gestion et l'entretien des installations de climatisation et de ventilation
4. normes minimales pour l'entretien des bâtiments recevant du public.

De nombreux composés chimiques ont des odeurs et des qualités irritantes à des concentrations qui, selon les connaissances actuelles, ne sont pas dangereuses pour les occupants d'un bâtiment mais qui peuvent être perçues – et donc incommodantes – par un grand nombre de personnes. Les valeurs de référence utilisées aujourd'hui tendent à couvrir cette possibilité.

Compte tenu du fait que l'utilisation des normes d'hygiène du travail n'est pas recommandée pour le contrôle de l'air intérieur à moins d'apporter une correction, dans de nombreux cas, il est préférable de consulter les valeurs de référence utilisées comme lignes directrices ou normes pour la qualité de l'air ambiant. L'Environmental Protection Agency (EPA) des États-Unis a fixé des normes d'air ambiant destinées à protéger, avec une marge de sécurité adéquate, la santé de la population en général (normes primaires) et même son bien-être (normes secondaires) contre tout effet néfaste pouvant être prédite en raison d'un polluant donné. Ces valeurs de référence sont donc utiles comme guide général pour établir une norme acceptable de qualité de l'air pour un espace intérieur donné, et certaines normes comme ASHRAE-92 les utilisent comme critères de qualité pour le renouvellement de l'air dans un bâtiment fermé. Le tableau 1 indique les valeurs de référence pour le dioxyde de soufre, le monoxyde de carbone, le dioxyde d'azote, l'ozone, le plomb et les particules.

Tableau 1. Normes de qualité de l'air établies par l'Environmental Protection Agency des États-Unis

^a Norme primaire. ^b Norme secondaire. ^c Valeur maximale à ne pas dépasser plus d'une fois par an. ^d Mesuré en particules de diamètre ≤10 μm. Source : Agence américaine de protection de l'environnement. Ambiance nationale primaire et secondaire Normes de qualité de l'air. Code des Régulations Fédérales, Titre 40, partie 50 (juillet 1990).

Pour sa part, l'OMS a établi des lignes directrices destinées à fournir une base de référence pour protéger la santé publique contre les effets néfastes dus à la pollution de l'air et pour éliminer ou réduire au minimum les polluants atmosphériques connus ou suspectés d'être dangereux pour la santé et le bien-être humains (OMS 1987). Ces lignes directrices ne font pas de distinction quant au type d'exposition auquel elles sont confrontées et couvrent donc les expositions dues à l'air extérieur ainsi que les expositions pouvant survenir dans les espaces intérieurs. Les tableaux 2 et 3 montrent les valeurs proposées par l'OMS (1987) pour les substances non cancérogènes, ainsi que les différences entre celles qui causent des effets sur la santé et celles qui causent une gêne sensorielle.

Tableau 2. Valeurs indicatives de l'OMS pour certaines substances dans l'air basées sur des effets connus sur la santé humaine autres que le cancer ou la gêne olfactive.^a

^a Les informations contenues dans ce tableau doivent être utilisées conjointement avec les justifications fournies dans la publication originale.
^b Cette valeur se réfère uniquement à l'air intérieur.
^c L'exposition à cette concentration ne doit pas dépasser le temps indiqué et ne doit pas être répétée dans les 8 heures. Source : OMS 1987.

Tableau 3. Valeurs indicatives de l'OMS pour certaines substances non cancérigènes dans l'air, basées sur des effets sensoriels ou des réactions de gêne pendant une moyenne de 30 minutes

^b Dans la fabrication de la viscose, il est accompagné d'autres substances odorantes telles que le sulfure d'hydrogène et le sulfure de carbonyle. Source : OMS 1987.

Pour les substances cancérigènes, l'EPA a établi le concept de unités de risque. Ces unités représentent un facteur utilisé pour calculer l'augmentation de la probabilité qu'un sujet humain contracte un cancer en raison de l'exposition d'une vie à une substance cancérigène dans l'air à une concentration de 1 μg/m³. Ce concept s'applique aux substances qui peuvent être présentes dans l'air intérieur, telles que les métaux comme l'arsenic, le chrome VI et le nickel ; les composés organiques comme le benzène, l'acrylonitrile et les hydrocarbures aromatiques polycycliques ; ou de particules, y compris l'amiante.

Dans le cas concret du radon, le tableau 20 présente les valeurs de référence et les recommandations de différents organismes. Ainsi l'EPA recommande une série d'interventions progressives lorsque les niveaux dans l'air intérieur dépassent 4 pCi/l (150 Bq/m³), fixant les délais pour la réduction de ces niveaux. L'UE, sur la base d'un rapport soumis en 1987 par un groupe de travail de la Commission internationale de protection radiologique (CIPR), recommande une concentration annuelle moyenne de gaz radon, en distinguant les bâtiments existants et les nouvelles constructions. De son côté, l'OMS formule ses recommandations en gardant à l'esprit l'exposition aux produits de désintégration du radon, exprimée en concentration d'équivalent d'équilibre du radon (EER) et en tenant compte d'une augmentation du risque de contracter un cancer entre 0.7 x 10^-4 et 2.1 x 10^-4 pour une exposition à vie de 1 Bq/m³ ERE.

Tableau 4. Valeurs de référence pour le radon selon trois organismes

^a Concentration annuelle moyenne de gaz radon.
^b Équivalent à une dose de 20 mSv/an.
^c Moyenne annuelle.

Enfin, il convient de rappeler que les valeurs de référence sont établies, en général, sur la base des effets connus que les substances individuelles ont sur la santé. Si cela peut représenter un travail souvent pénible dans le cas du dosage de l'air intérieur, cela ne tient pas compte des effets synergiques possibles de certaines substances. Ceux-ci incluent, par exemple, les composés organiques volatils (COV). Certains auteurs ont suggéré la possibilité de définir des niveaux totaux de concentrations de composés organiques volatils (COVT) auxquels les occupants d'un bâtiment peuvent commencer à réagir. L'une des principales difficultés est que, du point de vue de l'analyse, la définition des COVT n'est pas encore résolue à la satisfaction de tous.

En pratique, l'établissement futur de valeurs de référence dans le domaine relativement nouveau de la qualité de l'air intérieur sera influencé par l'évolution des politiques environnementales. Cela dépendra des progrès de la connaissance des effets des polluants et de l'amélioration des techniques analytiques qui peuvent nous aider à déterminer ces valeurs.

Noir

Caractéristiques et origines de la contamination biologique de l'air intérieur

Bien qu'il existe une gamme variée de particules d'origine biologique (bioparticules) dans l'air intérieur, dans la plupart des environnements de travail intérieurs, les micro-organismes (microbes) sont de la plus grande importance pour la santé. En plus des micro-organismes, qui comprennent des virus, des bactéries, des champignons et des protozoaires, l'air intérieur peut également contenir des grains de pollen, des squames d'animaux et des fragments d'insectes et d'acariens et leurs produits d'excrétion (Wanner et al. 1993). En plus des bioaérosols de ces particules, il peut également y avoir des composés organiques volatils qui émanent d'organismes vivants tels que les plantes d'intérieur et les micro-organismes.

Pollen

Les grains de pollen contiennent des substances (allergènes) qui peuvent provoquer chez les individus sensibles, ou atopiques, des réactions allergiques se manifestant généralement par un «rhume des foins» ou une rhinite. Une telle allergie est principalement associée à l'environnement extérieur ; dans l'air intérieur, les concentrations de pollen sont généralement considérablement plus faibles que dans l'air extérieur. La différence de concentration de pollen entre l'air extérieur et l'air intérieur est la plus grande pour les bâtiments où les systèmes de chauffage, de ventilation et de climatisation (CVC) ont une filtration efficace à l'entrée de l'air extérieur. Les climatiseurs de fenêtre donnent également des niveaux de pollen intérieur inférieurs à ceux trouvés dans les bâtiments à ventilation naturelle. On peut s'attendre à ce que l'air de certains environnements de travail intérieurs ait une teneur élevée en pollen, par exemple, dans des locaux où un grand nombre de plantes à fleurs sont présentes pour des raisons esthétiques, ou dans des serres commerciales.

Dander

Les squames se composent de fines particules de peau et de poils/plumes (ainsi que de salive et d'urine séchées associées) et sont une source d'allergènes puissants qui peuvent provoquer des épisodes de rhinite ou d'asthme chez les personnes sensibles. Les principales sources de squames dans les environnements intérieurs sont généralement les chats et les chiens, mais les rats et les souris (qu'il s'agisse d'animaux de compagnie, d'animaux de laboratoire ou de vermine), les hamsters, les gerbilles (une espèce de rat du désert), les cobayes et les oiseaux en cage peuvent être supplémentaires. sources. Les squames provenant de ceux-ci et des animaux de ferme et de loisirs (par exemple, les chevaux) peuvent être apportées sur les vêtements, mais dans les environnements de travail, la plus grande exposition aux squames est susceptible de se produire dans les installations d'élevage et les laboratoires ou dans les bâtiments infestés de vermine.

Insectes

Ces organismes et leurs produits d'excrétion peuvent également provoquer des allergies respiratoires et autres, mais ne semblent pas contribuer de manière significative à la charge microbienne en suspension dans l'air dans la plupart des situations. Particules de cafards (surtout Blatella germanique et de americana Periplaneta) peut être important dans des environnements de travail insalubres, chauds et humides. L'exposition aux particules de cafards et d'autres insectes, y compris les criquets, les charançons, les coléoptères de la farine et les mouches des fruits, peut être la cause de problèmes de santé chez les employés des installations d'élevage et des laboratoires.

Les acariens

Ces arachnides sont particulièrement associés à la poussière, mais des fragments de ces parents microscopiques des araignées et de leurs produits d'excrétion (fèces) peuvent être présents dans l'air intérieur. L'acarien de la poussière domestique, Dermatophagoïdes pteronyssinus, est l'espèce la plus importante. Avec ses proches parents, c'est une cause majeure d'allergie respiratoire. Il est associé principalement aux maisons, étant particulièrement abondant dans la literie mais également présent dans les meubles rembourrés. Il existe peu de preuves indiquant que ces meubles peuvent fournir une niche dans les bureaux. Les acariens de stockage associés aux aliments stockés et aux aliments pour animaux, par exemple, Acare, Glyciphage et de Tyrophage, peuvent également apporter des fragments allergènes à l'air intérieur. Bien qu'ils soient plus susceptibles d'affecter les agriculteurs et les travailleurs manipulant des produits alimentaires en vrac, comme D. ptéronyssinus, les acariens de stockage peuvent exister dans la poussière des bâtiments, en particulier dans des conditions chaudes et humides.

Virus

Les virus sont des micro-organismes très importants en termes de nombre total de problèmes de santé qu'ils provoquent, mais ils ne peuvent pas mener une existence indépendante en dehors des cellules et des tissus vivants. Bien qu'il existe des preuves indiquant que certains se propagent dans l'air de recirculation des systèmes CVC, le principal moyen de transmission est le contact de personne à personne. L'inhalation à courte distance d'aérosols générés par la toux ou les éternuements, par exemple les virus du rhume et de la grippe, est également importante. Les taux d'infection sont donc susceptibles d'être plus élevés dans les locaux surpeuplés. Il n'y a pas de changements évidents dans la conception ou la gestion des bâtiments qui puissent modifier cet état de choses.

Bactéries

Ces micro-organismes sont divisés en deux grandes catégories selon leur réaction à la coloration de Gram. Les types Gram-positifs les plus courants proviennent de la bouche, du nez, du nasopharynx et de la peau, à savoir, Staphylococcus epidermidis, S. Staphylococcus et espèces de Aérocoque, Micrococcus et de Streptocoque. Les bactéries Gram-négatives ne sont généralement pas abondantes, mais occasionnellement Actinetobactérie, Aeromonas, Flavobacterium et en particulier Pseudomonas les espèces peuvent être prédominantes. La cause de la maladie du légionnaire, Legionella pneumophila, peut être présent dans les réserves d'eau chaude et les humidificateurs de climatisation, ainsi que dans les équipements d'inhalothérapie, les jacuzzis, les spas et les cabines de douche. Il se propage à partir de telles installations dans des aérosols aqueux, mais peut également pénétrer dans les bâtiments dans l'air des tours de refroidissement voisines. Le temps de survie pour L. pneumophila dans l'air intérieur ne semble pas dépasser 15 minutes.

En plus des bactéries unicellulaires mentionnées ci-dessus, il existe également des types filamenteux qui produisent des spores dispersées dans les airs, c'est-à-dire les actinomycètes. Ils semblent être associés à des matériaux structuraux humides et peuvent dégager une odeur de terre caractéristique. Deux de ces bactéries capables de se développer à 60°C, Faenia rectivirgula (anciennement Micropolyspora faeni) et Thermoactinomyces vulgaris, peuvent être trouvés dans les humidificateurs et autres équipements CVC.

Champignons

Les champignons comprennent deux groupes : d'une part, les levures et moisissures microscopiques appelées microchampignons et, d'autre part, les champignons du plâtre et de la pourriture du bois, appelés macrochampignons car ils produisent des corps sporulants macroscopiques visibles à l'œil nu. Outre les levures unicellulaires, les champignons colonisent les substrats sous la forme d'un réseau (mycélium) de filaments (hyphes). Ces champignons filamenteux produisent de nombreuses spores dispersées dans les airs, à partir de structures de spores microscopiques dans les moisissures et de grandes structures de spores dans les macrochampignons.

Il existe des spores de nombreuses moisissures différentes dans l'air des maisons et des lieux de travail non industriels, mais les plus courantes sont probablement des espèces de Cladosporium, Penicillium, Aspergillus et de Eurotium. Certaines moisissures dans l'air intérieur, comme Cladosporium spp., sont abondants sur les surfaces des feuilles et d'autres parties de plantes à l'extérieur, en particulier en été. Cependant, bien que les spores présentes dans l'air intérieur puissent provenir de l'extérieur, Cladosporium est également capable de se développer et de produire des spores sur des surfaces humides à l'intérieur et ainsi d'ajouter à la biocharge de l'air intérieur. Les différentes espèces de Penicillium sont généralement considérés comme provenant de l'intérieur, tout comme Aspergillus et de Eurotium. Les levures se trouvent dans la plupart des échantillons d'air intérieur et peuvent parfois être présentes en grand nombre. Les levures roses Rhodotorule or Sporobolomyces sont prédominants dans la flore aéroportée et peuvent également être isolés des surfaces affectées par les moisissures.

Les bâtiments offrent un large éventail de niches dans lesquelles la matière organique morte qui sert de nutriment pouvant être utilisé par la plupart des champignons et des bactéries pour la croissance et la production de spores est présente. Les nutriments sont présents dans des matériaux tels que : le bois ; papier, peinture et autres revêtements de surface; les tissus d'ameublement tels que les tapis et les meubles rembourrés ; sol dans des pots de fleurs; poussière; squames et sécrétions cutanées d'êtres humains et d'autres animaux; et les aliments cuits et leurs ingrédients crus. Qu'une croissance se produise ou non dépend de la disponibilité de l'humidité. Les bactéries ne peuvent se développer que sur des surfaces saturées ou dans l'eau des bacs de récupération, des réservoirs et autres de CVC. Certaines moisissures nécessitent également des conditions proches de la saturation, mais d'autres sont moins exigeantes et peuvent proliférer sur des matériaux humides plutôt que complètement saturés. La poussière peut être un réservoir et aussi, si elle est suffisamment humide, un amplificateur pour les moisissures. C'est donc une source importante de spores qui deviennent aéroportées lorsque la poussière est dérangée.

Protozoaires

protozoaires tels que Acanthamoeba et de Naegleri sont des animaux unicellulaires microscopiques qui se nourrissent de bactéries et d'autres particules organiques dans les humidificateurs, les réservoirs et les bacs de vidange des systèmes CVC. Les particules de ces protozoaires peuvent être aérosolisées et ont été citées comme causes possibles de la fièvre des humidificateurs.

Composés organiques volatils microbiens

Les composés organiques volatils microbiens (COMV) varient considérablement en composition chimique et en odeur. Certains sont produits par un large éventail de micro-organismes, mais d'autres sont associés à des espèces particulières. Le soi-disant alcool de champignon, 1-octen-3-ol (qui a une odeur de champignon frais) fait partie de ceux produits par de nombreuses moisissures différentes. D'autres volatils de moisissures moins courants comprennent la 3,5-diméthyl-1,2,4-trithiolone (décrit comme « fétide »); géosmine, ou 1,10-diméthyl-trans-9-décalol ("terreux"); et 6-pentyl-α-pyrone ("noix de coco", "moisi"). Parmi les bactéries, des espèces de Pseudomonas produire des pyrazines à odeur de « pomme de terre moisie ». L'odeur de tout micro-organisme individuel est le produit d'un mélange complexe de MVOC.

Historique des problèmes microbiologiques de qualité de l'air intérieur

Des études microbiologiques de l'air dans les maisons, les écoles et d'autres bâtiments ont été faites depuis plus d'un siècle. Les premières enquêtes portaient parfois sur la « pureté » microbiologique relative de l'air dans différents types de bâtiments et sur toute relation qu'elle pouvait avoir avec le taux de mortalité des occupants. Allié à un intérêt de longue date pour la propagation des agents pathogènes dans les hôpitaux, le développement d'échantillonneurs d'air microbiologiques volumétriques modernes dans les années 1940 et 1950 a conduit à des enquêtes systématiques sur les micro-organismes en suspension dans l'air dans les hôpitaux, puis sur les moisissures allergènes connues dans l'air des habitations. et les bâtiments publics et à l'extérieur. D'autres travaux ont été dirigés dans les années 1950 et 1960 vers l'étude des maladies respiratoires professionnelles telles que le poumon du fermier, le poumon du malteur et la byssinose (chez les travailleurs du coton). Bien que la fièvre des humidificateurs de type grippal chez un groupe de travailleurs ait été décrite pour la première fois en 1959, il a fallu encore dix à quinze ans avant que d'autres cas ne soient signalés. Cependant, même maintenant, la cause spécifique n'est pas connue, bien que des micro-organismes aient été impliqués. Ils ont également été invoqués comme cause possible du "syndrome des bâtiments malsains", mais pour l'instant les preuves d'un tel lien sont très limitées.

Bien que les propriétés allergiques des champignons soient bien reconnues, le premier rapport de mauvaise santé dû à l'inhalation de toxines fongiques dans un lieu de travail non industriel, un hôpital québécois, n'est apparu qu'en 1988 (Mainville et al. 1988). Les symptômes de fatigue extrême chez le personnel ont été attribués aux mycotoxines trichothécènes présentes dans les spores de Stachybotrys atra et de Trichoderma viride, et depuis lors, le «syndrome de fatigue chronique» causé par l'exposition à la poussière mycotoxique a été enregistré chez les enseignants et autres employés d'un collège. Le premier a été la cause de maladies chez les employés de bureau, certains effets sur la santé étant de nature allergique et d'autres d'un type plus souvent associé à une toxicose (Johanning et al. 1993). Ailleurs, des recherches épidémiologiques ont indiqué qu'il pourrait y avoir un ou plusieurs facteurs non allergiques associés aux champignons affectant la santé respiratoire. Les mycotoxines produites par des espèces individuelles de moisissures peuvent jouer un rôle important ici, mais il est également possible que certains attributs plus généraux des champignons inhalés nuisent au bien-être respiratoire.

Micro-organismes associés à une mauvaise qualité de l'air intérieur et leurs effets sur la santé

Bien que les agents pathogènes soient relativement rares dans l'air intérieur, de nombreux rapports ont établi un lien entre les micro-organismes en suspension dans l'air et un certain nombre d'états allergiques, notamment : (1) la dermatite allergique atopique ; (2) rhinite; (3) asthme; (4) fièvre des humidificateurs ; et (5) l'alvéolite allergique extrinsèque (EAA), également connue sous le nom de pneumopathie d'hypersensibilité (HP).

Les champignons sont perçus comme étant plus importants que les bactéries en tant que composants des bioaérosols dans l'air intérieur. Parce qu'ils poussent sur des surfaces humides comme des taches de moisissure évidentes, les champignons donnent souvent une indication visible claire des problèmes d'humidité et des risques potentiels pour la santé dans un bâtiment. La croissance des moisissures contribue à la fois au nombre et aux espèces de la flore de moisissures de l'air intérieur qui autrement ne serait pas présente. Comme les bactéries Gram-négatives et les Actinomycétales, les champignons hydrophiles (« épris d'humidité ») sont des indicateurs de sites d'amplification extrêmement humides (visibles ou cachés), et donc d'une mauvaise qualité de l'air intérieur. Ils comprennent Fusarium, Phoma, Stachybotrys, Trichoderma, Ulocladium, les levures et plus rarement les pathogènes opportunistes Aspergillus fumigatus et de Exophiala jeanselmei. Des niveaux élevés de moisissures plus ou moins xérophiles (« love of dryness »), en ayant un moindre besoin en eau, peuvent indiquer l'existence de sites d'amplification moins humides, mais néanmoins significatifs pour la croissance. Les moisissures sont également abondantes dans la poussière domestique, de sorte qu'un grand nombre peut également être un marqueur d'une atmosphère poussiéreuse. Ils vont de légèrement xérophiles (capables de résister à des conditions sèches) Cladosporium espèce à modérément xérophile Aspergillus versicolore, Penicillium (par exemple, P. aurantiogriseum et de P. chrysogène) et l'extrêmement xérophile Aspergillus penicillioides, Eurotium et de Wallémie.

Les agents pathogènes fongiques sont rarement abondants dans l'air intérieur, mais A. fumigatus et certains autres aspergilli opportunistes qui peuvent envahir les tissus humains peuvent se développer dans le sol des plantes en pot. Exophiala jeanselmei est capable de se développer dans les égouts. Bien que les spores de ces agents pathogènes opportunistes et d'autres tels que Fusarium Solani et de Pseudallescheria boydii sont peu susceptibles d'être dangereux pour les personnes en bonne santé, ils peuvent l'être pour les personnes immunologiquement compromises.

Les champignons aéroportés sont beaucoup plus importants que les bactéries comme causes de maladies allergiques, bien qu'il semble que, du moins en Europe, les allergènes fongiques soient moins importants que ceux du pollen, des acariens et des squames animales. De nombreux types de champignons se sont avérés allergènes. Certains des champignons présents dans l'air intérieur qui sont le plus souvent cités comme causes de rhinite et d'asthme sont présentés dans le tableau 1. Espèces de Eurotium et d'autres moisissures extrêmement xérophiles présentes dans la poussière domestique sont probablement des causes plus importantes de rhinite et d'asthme qu'on ne l'avait précédemment reconnu. La dermatite allergique due aux champignons est beaucoup moins fréquente que la rhinite/l'asthme, avec Alternaria, Aspergillus et de Cladosporium être impliqué. Des cas d'EAA, qui sont relativement rares, ont été attribués à une gamme de champignons différents, de la levure Sporobolomyces au macrochampignon pourrissant le bois Serpule (Tableau 2). On considère généralement que le développement de symptômes d'EAA chez un individu nécessite une exposition à au moins un million et plus, probablement une centaine de millions de spores contenant des allergènes par mètre cube d'air. De tels niveaux de contamination ne sont susceptibles de se produire que lorsqu'il y a une croissance fongique abondante dans un bâtiment.

Tableau 1. Exemples de types de champignons présents dans l'air intérieur pouvant provoquer une rhinite et/ou de l'asthme

Tableau 2. Micro-organismes dans l'air intérieur rapportés comme causes d'alvéolite allergique extrinsèque liée au bâtiment

Comme indiqué précédemment, l'inhalation de spores d'espèces toxicogènes présente un danger potentiel (Sorenson 1989; Miller 1993). Ce ne sont pas seulement les spores de Stachybotrys qui contiennent de fortes concentrations de mycotoxines. Bien que les spores de cette moisissure, qui se développe sur les papiers peints et autres substrats cellulosiques dans les bâtiments humides et qui est également allergène, contiennent des mycotoxines extrêmement puissantes, d'autres moisissures toxicogènes qui sont plus souvent présentes dans l'air intérieur comprennent Aspergillus (notamment A. versicolore) et Penicillium (par exemple, P. aurantiogriseum et de P. viridicatum) et Trichoderma. Des preuves expérimentales indiquent qu'une gamme de mycotoxines présentes dans les spores de ces moisissures sont immunosuppressives et inhibent fortement le nettoyage et d'autres fonctions des cellules macrophages pulmonaires essentielles à la santé respiratoire (Sorenson 1989).

On sait peu de choses sur les effets sur la santé des COMV produits lors de la croissance et de la sporulation des moisissures ou de leurs homologues bactériens. Bien que de nombreux COMV semblent avoir une toxicité relativement faible (Sorenson 1989), des preuves anecdotiques indiquent qu'ils peuvent provoquer des maux de tête, de l'inconfort et peut-être des réponses respiratoires aiguës chez les humains.

Les bactéries présentes dans l'air intérieur ne présentent généralement pas de danger pour la santé car la flore est généralement dominée par les habitants à Gram positif de la peau et des voies respiratoires supérieures. Cependant, un nombre élevé de ces bactéries indique un surpeuplement et une mauvaise ventilation. La présence d'un grand nombre de types Gram-négatifs et/ou Actinomycétales dans l'air indiquent qu'il y a des surfaces ou des matériaux très humides, des drains ou en particulier des humidificateurs dans les systèmes CVC dans lesquels ils prolifèrent. Il a été démontré que certaines bactéries Gram-négatives (ou endotoxines extraites de leurs parois) provoquent des symptômes de fièvre des humidificateurs. Parfois, la croissance des humidificateurs a été suffisamment importante pour générer des aérosols contenant suffisamment de cellules allergènes pour avoir provoqué les symptômes de type pneumonie aiguë de l'EAA (voir tableau 15).

En de rares occasions, des bactéries pathogènes telles que Mycobacterium tuberculosis dans les noyaux de gouttelettes d'individus infectés peuvent être dispersés par des systèmes de recirculation dans toutes les parties d'un environnement clos. Bien que l'agent pathogène, Legionella pneumophila, a été isolé dans des humidificateurs et des climatiseurs, la plupart des épidémies de légionellose ont été associées à des aérosols provenant de tours de refroidissement ou de douches.

Influence des changements dans la conception des bâtiments

Au fil des ans, l'augmentation de la taille des bâtiments en même temps que le développement des systèmes de traitement de l'air qui ont abouti aux systèmes HVAC modernes ont entraîné des changements quantitatifs et qualitatifs de la charge biologique de l'air dans les environnements de travail intérieurs. Au cours des deux dernières décennies, le passage à la conception de bâtiments à consommation d'énergie minimale a conduit au développement de bâtiments avec une infiltration et une exfiltration d'air considérablement réduites, ce qui permet une accumulation de micro-organismes en suspension dans l'air et d'autres contaminants. Dans ces bâtiments « étanches », la vapeur d'eau, qui aurait auparavant été évacuée vers l'extérieur, se condense sur les surfaces froides, créant des conditions propices à la croissance microbienne. De plus, les systèmes CVC conçus uniquement pour l'efficacité économique favorisent souvent la croissance microbienne et présentent un risque pour la santé des occupants des grands bâtiments. Par exemple, les humidificateurs qui utilisent de l'eau recirculée deviennent rapidement contaminés et agissent comme des générateurs de micro-organismes, les pulvérisations d'eau d'humidification aérosolisent les micro-organismes, et l'emplacement des filtres en amont et non en aval de ces zones de génération et d'aérosolisation microbiennes permet la transmission ultérieure de micro-organismes. aérosols sur le lieu de travail. L'implantation des prises d'air à proximité des tours aéroréfrigérantes ou d'autres sources de micro-organismes, la difficulté d'accès au système CVC pour l'entretien et le nettoyage/désinfection font également partie des défauts de conception, de fonctionnement et d'entretien qui peuvent mettre en danger la santé. Ils le font en exposant les occupants à des quantités élevées de micro-organismes particuliers en suspension dans l'air, plutôt qu'aux faibles quantités d'un mélange d'espèces reflétant l'air extérieur qui devrait être la norme.

Méthodes d'évaluation de la qualité de l'air intérieur

Prélèvement d'air de micro-organismes

Lorsqu'on étudie la flore microbienne de l'air d'un bâtiment, par exemple pour tenter d'établir la cause d'un mauvais état de santé de ses occupants, il faut recueillir des données objectives à la fois détaillées et fiables. Comme la perception générale est que l'état microbiologique de l'air intérieur devrait refléter celui de l'air extérieur (ACGIH 1989), les organismes doivent être identifiés avec précision et comparés à ceux de l'air extérieur à ce moment-là.

Échantillonneurs d'air

Les méthodes d'échantillonnage qui permettent, directement ou indirectement, la culture de bactéries et de champignons viables en suspension dans l'air sur gel d'agar nutritif offrent les meilleures chances d'identification des espèces et sont donc les plus fréquemment utilisées. Le milieu gélosé est incubé jusqu'à ce que des colonies se développent à partir des bioparticules piégées et puissent être comptées et identifiées, ou sont sous-cultivées sur d'autres milieux pour un examen plus approfondi. Les milieux de gélose nécessaires aux bactéries sont différents de ceux des champignons, et certaines bactéries, par exemple, Legionella pneumophila, ne peut être isolé que sur des milieux sélectifs spéciaux. Pour les champignons, l'utilisation de deux milieux est recommandée : un milieu à usage général ainsi qu'un milieu plus sélectif pour l'isolement des champignons xérophiles. L'identification est basée sur les caractéristiques générales des colonies, et/ou leurs caractéristiques microscopiques ou biochimiques, et nécessite des compétences et une expérience considérables.

La gamme de méthodes d'échantillonnage disponibles a été examinée de manière adéquate (par exemple, Flannigan 1992; Wanner et al. 1993), et seuls les systèmes les plus couramment utilisés sont mentionnés ici. Il est possible de faire une évaluation approximative en collectant passivement des micro-organismes gravitant hors de l'air dans des boîtes de Pétri ouvertes contenant du milieu gélosé. Les résultats obtenus à l'aide de ces plaques de décantation ne sont pas volumétriques, sont fortement influencés par la turbulence atmosphérique et favorisent la collecte de grosses spores (lourdes) ou d'amas de spores/cellules. Il est donc préférable d'utiliser un préleveur d'air volumétrique. Les échantillonneurs à impact dans lesquels les particules en suspension dans l'air ont un impact sur une surface de gélose sont largement utilisés. L'air est soit aspiré à travers une fente au-dessus d'une plaque de gélose rotative (échantillonneur à impact de type fente), soit à travers un disque perforé au-dessus de la plaque de gélose (échantillonneur à impact de type tamis). Bien que les échantillonneurs à tamis à un étage soient largement utilisés, l'échantillonneur Andersen à six étages est préféré par certains chercheurs. Au fur et à mesure que l'air cascade à travers des trous de plus en plus fins dans ses six sections en aluminium empilées, les particules sont triées sur différentes plaques de gélose en fonction de leur taille aérodynamique. L'échantillonneur révèle donc la taille des particules à partir desquelles les colonies se développent lorsque les plaques de gélose sont ensuite incubées, et indique où dans le système respiratoire les différents organismes seraient le plus susceptibles de se déposer. Un échantillonneur populaire qui fonctionne sur un principe différent est l'échantillonneur centrifuge Reuter. L'accélération centrifuge de l'air aspiré par un ventilateur à hélice provoque l'impact des particules à grande vitesse sur la gélose dans une bande de plastique recouvrant le cylindre d'échantillonnage.

Une autre approche d'échantillonnage consiste à prélever des micro-organismes sur un filtre à membrane dans une cassette filtrante reliée à une pompe rechargeable à faible volume. L'ensemble peut être attaché à une ceinture ou à un harnais et utilisé pour prélever un échantillon personnel au cours d'une journée de travail normale. Après l'échantillonnage, de petites portions de lavages du filtre et des dilutions des lavages peuvent ensuite être étalées sur une gamme de milieux gélosés, incubées et des comptages de micro-organismes viables effectués. Une alternative à l'échantillonneur à filtre est l'impacteur de liquide, dans lequel les particules d'air aspirées par des jets capillaires empiètent sur le liquide et s'y accumulent. Des portions du liquide de collecte et des dilutions préparées à partir de celui-ci sont traitées de la même manière que celles des échantillonneurs à filtre.

Une grave lacune de ces méthodes d'échantillonnage « viables » est qu'elles n'évaluent que les organismes réellement cultivables, et ceux-ci peuvent ne représenter qu'un ou deux pour cent des spores aériennes totales. Cependant, les comptages totaux (viables et non viables) peuvent être effectués à l'aide d'échantillonneurs à impact dans lesquels les particules sont collectées sur les surfaces collantes de tiges rotatives (échantillonneur à impact à bras rotatif) ou sur le ruban en plastique ou la lame de microscope en verre de différents modèles de fente. -type échantillonneur à impact. Les comptages sont effectués au microscope, mais seuls relativement peu de champignons peuvent être identifiés de cette manière, à savoir ceux qui ont des spores distinctives. L'échantillonnage par filtration a été mentionné en relation avec l'évaluation des micro-organismes viables, mais c'est aussi un moyen d'obtenir un comptage total. Une partie des mêmes lavages étalés sur milieu gélosé peut être colorée et les micro-organismes dénombrés au microscope. Les comptages totaux peuvent également être effectués de la même manière à partir du fluide de collecte dans les impacteurs liquides.

Choix de l'échantillonneur d'air et de la stratégie d'échantillonnage

L'échantillonneur utilisé est en grande partie déterminé par l'expérience de l'enquêteur, mais le choix est important pour des raisons à la fois quantitatives et qualitatives. Par exemple, les plaques de gélose des échantillonneurs à impact à un étage sont beaucoup plus facilement « surchargées » de spores lors de l'échantillonnage que celles d'un échantillonneur à six étages, ce qui entraîne une prolifération des plaques incubées et de graves erreurs quantitatives et qualitatives dans l'évaluation des particules en suspension dans l'air. population. Le mode de fonctionnement des différents échantillonneurs, leurs temps d'échantillonnage et l'efficacité avec laquelle ils prélèvent différentes tailles de particules de l'air ambiant, les extraient du courant d'air et les collectent sur une surface ou dans un liquide diffèrent considérablement. En raison de ces différences, il n'est pas possible de faire des comparaisons valables entre les données obtenues à l'aide d'un type d'échantillonneur dans une enquête avec celles d'un autre type d'échantillonneur dans une enquête différente.

La stratégie d'échantillonnage ainsi que le choix de l'échantillonneur sont très importants. Aucune stratégie générale d'échantillonnage ne peut être établie ; chaque cas exige sa propre approche (Wanner et al. 1993). Un problème majeur est que la répartition des micro-organismes dans l'air intérieur n'est pas uniforme, ni dans l'espace ni dans le temps. Elle est profondément affectée par le degré d'activité dans une pièce, en particulier tout travail de nettoyage ou de construction qui soulève des poussières déposées. Par conséquent, il y a des fluctuations considérables des nombres sur des intervalles de temps relativement courts. Hormis les échantillonneurs à filtre et les impacteurs de liquide, qui sont utilisés pendant plusieurs heures, la plupart des échantillonneurs d'air sont utilisés pour obtenir un échantillon « ponctuel » en quelques minutes seulement. Les échantillons doivent donc être prélevés dans toutes les conditions d'occupation et d'utilisation, y compris à la fois lorsque les systèmes CVC fonctionnent et lorsqu'ils ne fonctionnent pas. Bien qu'un échantillonnage extensif puisse révéler la gamme des concentrations de spores viables rencontrées dans un environnement intérieur, il n'est pas possible d'évaluer de manière satisfaisante l'exposition des individus aux micro-organismes présents dans l'environnement. Même les échantillons prélevés au cours d'une journée de travail avec un échantillonneur à filtre personnel ne donnent pas une image adéquate, car ils ne donnent qu'une valeur moyenne et ne révèlent pas les expositions maximales.

En plus des effets clairement reconnus d'allergènes particuliers, la recherche épidémiologique indique qu'il peut y avoir un facteur non allergique associé aux champignons qui affecte la santé respiratoire. Les mycotoxines produites par des espèces individuelles de moisissures peuvent jouer un rôle important, mais il est également possible qu'un facteur plus général soit impliqué. À l'avenir, l'approche globale pour étudier la charge fongique dans l'air intérieur sera donc probablement : (1) d'évaluer quelles espèces allergènes et toxicogènes sont présentes en prélevant des échantillons pour les champignons viables ; et (2) pour obtenir une mesure de la quantité totale de matière fongique à laquelle les individus sont exposés dans un environnement de travail. Comme indiqué ci-dessus, pour obtenir ces dernières informations, les comptages totaux pourraient être effectués sur une journée de travail. Cependant, dans un avenir proche, les méthodes qui ont été récemment développées pour le dosage du 1,3-β-glucane ou de l'ergostérol (Miller 1993) pourraient être plus largement adoptées. Les deux substances sont des composants structuraux des champignons et donnent donc une mesure de la quantité de matière fongique (c'est-à-dire sa biomasse). Un lien a été signalé entre les niveaux de 1,3-β-glucane dans l'air intérieur et les symptômes du syndrome des bâtiments malsains (Miller 1993).

Normes et lignes directrices

Alors que certaines organisations ont catégorisé les niveaux de contamination de l'air intérieur et de la poussière (tableau 3), en raison de problèmes d'échantillonnage de l'air, il y a eu une réticence justifiée à établir des normes numériques ou des valeurs indicatives. Il a été noté que la charge microbienne aéroportée dans les bâtiments climatisés devrait être nettement inférieure à celle de l'air extérieur, le différentiel entre les bâtiments ventilés naturellement et l'air extérieur étant moindre. L'ACGIH (1989) recommande que l'ordre de classement des espèces fongiques dans l'air intérieur et extérieur soit utilisé pour interpréter les données d'échantillonnage de l'air. La présence ou la prépondérance de certaines moisissures dans l'air intérieur, mais pas à l'extérieur, peut identifier un problème à l'intérieur d'un bâtiment. Par exemple, l'abondance dans l'air intérieur de moisissures hydrophiles telles que Stachybotrys atra indique presque invariablement un site d'amplification très humide à l'intérieur d'un bâtiment.

Tableau 3. Niveaux observés de micro-organismes dans l'air et la poussière des environnements intérieurs non industriels

^a UFC, unités formant colonie.

Source : adapté de Wanner et al. 1993.

Bien que des organismes influents tels que le Comité sur les bioaérosols de l'ACGIH n'aient pas établi de lignes directrices numériques, un guide canadien sur les immeubles de bureaux (Nathanson, 1993), fondé sur environ cinq années d'enquête sur une cinquantaine d'édifices gouvernementaux fédéraux climatisés, comprend des indications sur les chiffres. Parmi les principaux points soulevés, citons :

1. La flore atmosphérique « normale » doit être quantitativement inférieure à celle de l'air extérieur, mais qualitativement similaire.
2. La présence d'une ou plusieurs espèces fongiques à des niveaux significatifs dans des échantillons intérieurs mais pas extérieurs est la preuve d'un amplificateur intérieur.
3. Les champignons pathogènes tels que Aspergillus fumigatus, histoplasma et de Cryptocoque ne devrait pas être présent en nombre significatif.
4. La persistance de moisissures toxicogènes telles que Stachybotrys atra et de Aspergillus versicolor en grand nombre nécessite enquête et action.
5. Plus de 50 unités formant colonie par mètre cube (UFC/m³) peut être préoccupant s'il n'y a qu'une seule espèce présente (autre que certains champignons communs vivant à l'extérieur des feuilles); jusqu'à 150 UFC/m³ est acceptable si les espèces présentes reflètent la flore extérieure ; jusqu'à 500 UFC/m³ est acceptable en été si les champignons extérieurs vivant dans les feuilles sont les principaux composants.

Ces valeurs numériques sont basées sur des échantillons d'air de quatre minutes prélevés avec un échantillonneur centrifuge Reuter. Il convient de souligner qu'elles ne peuvent pas être transposées à d'autres procédures d'échantillonnage, à d'autres types de bâtiments ou à d'autres régions climatiques/géographiques. Ce qui est la norme ou acceptable ne peut être basé que sur des enquêtes approfondies d'une gamme de bâtiments dans une région particulière en utilisant des procédures bien définies. Aucune valeur limite ne peut être fixée pour l'exposition aux moisissures en général ou à des espèces particulières.

Contrôle des micro-organismes dans les environnements intérieurs

Le déterminant clé de la croissance microbienne et de la production de cellules et de spores qui peuvent devenir des aérosols dans les environnements intérieurs est l'eau, et en réduisant la disponibilité de l'humidité, plutôt qu'en utilisant des biocides, le contrôle devrait être atteint. Le contrôle implique l'entretien et la réparation appropriés d'un bâtiment, y compris le séchage rapide et l'élimination des causes de dommages causés par les fuites/inondations (Morey 1993a). Bien que le maintien de l'humidité relative des pièces à un niveau inférieur à 70 % soit souvent cité comme mesure de contrôle, cela n'est efficace que si la température des murs et des autres surfaces est proche de celle de l'air. À la surface des murs mal isolés, la température peut être inférieure au point de rosée, de sorte que la condensation se développe et que des champignons hydrophiles, voire des bactéries, se développent (Flannigan 1993). Une situation similaire peut se produire dans les climats tropicaux ou subtropicaux humides où l'humidité de l'air imprégnant l'enveloppe d'un bâtiment climatisé se condense sur la surface intérieure plus froide (Morey 1993b). Dans de tels cas, le contrôle réside dans la conception et l'utilisation correcte des isolants et des pare-vapeur. En conjonction avec des mesures rigoureuses de contrôle de l'humidité, les programmes d'entretien et de nettoyage doivent assurer l'élimination de la poussière et des autres détritus qui fournissent des éléments nutritifs pour la croissance et agissent également comme des réservoirs de micro-organismes.

Dans les systèmes CVCA (Nathanson 1993), l'accumulation d'eau stagnante doit être évitée, par exemple, dans les bacs de récupération ou sous les serpentins de refroidissement. Lorsque des vaporisateurs, des mèches ou des réservoirs d'eau chauffés font partie intégrante de l'humidification des systèmes CVC, un nettoyage et une désinfection réguliers sont nécessaires pour limiter la croissance microbienne. L'humidification par vapeur sèche est susceptible de réduire considérablement le risque de croissance microbienne. Comme les filtres peuvent accumuler de la saleté et de l'humidité et donc fournir des sites d'amplification pour la croissance microbienne, ils doivent être remplacés régulièrement. Les micro-organismes peuvent également se développer dans les isolants acoustiques poreux utilisés pour recouvrir les conduits s'ils deviennent humides. La solution à ce problème est d'appliquer une telle isolation à l'extérieur plutôt qu'à l'intérieur ; les surfaces internes doivent être lisses et ne doivent pas fournir un environnement propice à la croissance. Ces mesures générales de contrôle contrôleront la croissance de Legionella dans les systèmes CVCA, mais des caractéristiques supplémentaires, telles que l'installation d'un filtre à particules à haute efficacité (HEPA) à l'admission ont été recommandées (Feeley 1988). De plus, les systèmes d'eau doivent garantir que l'eau chaude est chauffée uniformément à 60 °C, qu'il n'y a pas de zones dans lesquelles l'eau stagne et qu'aucun raccord ne contient de matériaux qui favorisent la croissance de Legionella.

Lorsque les contrôles ont été inadéquats et que des moisissures se sont développées, des mesures correctives sont nécessaires. Il est essentiel d'enlever et de jeter tous les matériaux organiques poreux, tels que les tapis et autres tissus d'ameublement, les carreaux de plafond et l'isolation, sur et dans lesquels il y a de la croissance. Les surfaces lisses doivent être lavées avec de l'eau de Javel à base d'hypochlorite de sodium ou un désinfectant approprié. Les biocides qui peuvent être aérosolisés ne doivent pas être utilisés dans le fonctionnement des systèmes HVAC.

Lors de l'assainissement, il faut toujours veiller à ce que les micro-organismes présents sur ou dans les matériaux contaminés ne soient pas aérosolisés. Dans les cas où de grandes zones de croissance de moisissures (dix mètres carrés ou plus) sont traitées, il peut être nécessaire de contenir le danger potentiel, de maintenir une pression négative dans la zone de confinement pendant l'assainissement et d'avoir des sas/zones de décontamination entre la zone confinée et le reste du bâtiment (Morey 1993a, 1993b; New York City Department of Health 1993). Les poussières présentes avant ou générées pendant le retrait des matériaux contaminés dans des contenants scellés doivent être recueillies à l'aide d'un aspirateur muni d'un filtre HEPA. Tout au long des opérations, le personnel spécialisé en assainissement doit porter une protection respiratoire HEPA intégrale et des vêtements, des chaussures et des gants de protection jetables (New York City Department of Health 1993). Lorsque de plus petites zones de croissance de moisissures sont traitées, du personnel d'entretien régulier peut être employé après une formation appropriée. Dans de tels cas, le confinement n'est pas jugé nécessaire, mais le personnel doit porter une protection respiratoire complète et des gants. Dans tous les cas, les occupants réguliers et le personnel devant être employé pour l'assainissement doivent être informés du danger. Ce dernier ne doit pas avoir d'asthme, d'allergie ou de troubles immunosuppresseurs préexistants (New York City Department of Health 1993).

Noir

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

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

Analyse

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

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

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

Planifier les lectures

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

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

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

Stratégie d'échantillonnage

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

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

Quoi

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

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

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

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

Comment

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

Où

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

Quand

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

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

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

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

Techniques de mesure

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Tableau 1. Méthodologie de prélèvement des échantillons

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

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

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

Sélection de la méthode

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

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

d'hydrocarbures  

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

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

Procédures analytiques

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

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

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

Analyse des gaz

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

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

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

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

Dioxyde d'azote

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

le dioxyde de soufre

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

Ozone

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

Formaldéhyde

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

Détection des composés organiques volatils (COV)

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

Détection de pesticides

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

Détection de poussières ou de particules environnementales

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

Noir

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

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

Avertissements sur les paquets de cigarettes

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

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

Interdiction de fumer dans les espaces publics

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

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

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

Interdiction de fumer au travail

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

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

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

Pression économique accrue contre le tabac

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

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

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

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

Limiter la publicité

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

Programmes publics qui encouragent les gens à arrêter de fumer

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

Campagnes pour éduquer les fumeurs

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

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

Remarques finales

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

Noir

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

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

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

Nature physico-chimique de la fumée de tabac ambiante

Fumée principale et secondaire

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

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

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

ETS dans l'air intérieur

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

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

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

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

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

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

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

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

Source : D'après Wald et al. 1984.

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

Fumée de tabac ambiante et santé humaine

Troubles autres que le cancer

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

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

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

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

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

Cancer du poumon

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

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

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

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

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

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

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

Fumée de tabac ambiante et milieu de travail

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

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

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

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

Noir

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Noir

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.

Noir

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.

Noir

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.

Noir

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.

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