Directives d'exposition concernant la qualité de l'air des résidences

3.0 Élaboration de directives et de recommandations

3.1 Base de données pour l'élaboration de directives en matière d'exposition

Étant donné que la recherche sur les effets sur la santé de la qualité de l'air à l'intérieur des maisons n'en est qu'à ses débuts, il y a un manque d'informations fiables sur les effets sur la santé causés par une exposition à de faibles teneurs et à des mélanges de contaminants que l'on peut trouver dans les maisons. Le groupe de travail s'en est remis dans la plupart des cas aux résultats d'expériences en laboratoire sur des animaux, d'études cliniques sur des volontaires et des enquêtes épidémiologiques sur la pollution de l'air en milieu urbain et en milieu de travail. Les résultats d'études épidémiologiques et cliniques sont les plus appropriés pour établir des teneurs acceptables d'exposition des humains aux polluants atmosphériques. Néanmoins, l'application de chacun de ces types d'études nécessite un certain nombre d'hypothèses et donc d'incertitudes dans les rapports dose-réponse qui en dérivent.

3.1.1 Études épidémiologiques

La plupart des études épidémiologiques pertinentes des populations ont été faites par observation et non par expérimentation, c'est-à-dire que la répartition des personnes dans les groupes d'études établis en fonction de l'exposition échappent au contrôle du chercheur. Ces études d'observation peuvent de plus être considérées comme des études descriptives, (transversales) ou analytiques, c'est-à-dire en cohorte ou de cas. Dans les études par cohorte, l'exposition et les résultats sont vérifiés avec le temps; ainsi, la qualité des démonstrations faites d'après des études longitudinales est généralement considérée comme supérieure à celle des études transversales, dans lesquelles les populations sont vérifiées à un certain moment donné dans le temps. Les résultats de toutes les études d'observation doivent cependant tous être évalués par rapport aux caractéristiques qui suivent.

(a) Estimation des expositions. Dans la plupart des études par observation faites jusqu'à présent, les données sur la pollution sont généralement obtenues à partir d'une ou plusieurs stations de vérification extérieure. Cependant, l'exposition peut varier grandement chez des personnes qui vivent dans un même quartier en raison de conditions climatiques locales et de caractéristiques spéciales du milieu intérieur. Par exemple, dans le cas des polluants qui sont produits principalement à l'extérieur (oxydants, dioxyde de soufre), les concentrations intérieures seront moindres que les concentrations extérieures; cependant, les teneurs intérieures (dues à des sources intérieures) peuvent présenter des pics temporaires supérieurs avec des effets connexes sur la santé. L'exposition à certains polluants (dioxyde d'azote, monoxyde de carbone) n'est pas bien représentée dans les mesures de l'air ambiant lorsqu'il existe d'importantes sources intérieures de ces polluants. Ce n'est qu'au cours d'études très récentes que des chercheurs ont essayé d'évaluer l'exposition en tenant compte de ces facteurs.

(b) Rôle des variables facteurs de confusion. Dans les études par observation de populations exposées aux polluants de l'air, de nombreuses variables facteur de confusion comme la condition socio-économique, l'usage du tabac, l'exposition en milieu de travail, les facteurs météorologiques, dont un grand nombre ont un plus grand effet que la pollution de l'air, doivent être pris en considération.

(c) Mesure des résultats. Il y a une grande variation dans la méthode de mesure de nombreux indicateurs de l'état sanitaire dans les études faites jusqu'à présent, notamment la fonction pulmonaire, les admissions à l'hôpital et la fréquence des symptômes. Dans bien des études, les résultats sont obtenus par questionnaires, et les réponses peuvent être biaisées par la façon dont ces questions sont posées et les conditions dans lesquelles elles sont posées.

Même lorsque l'étude est bien conçue, l'interprétation des résultats est compliquée. Par exemple, il est souvent difficile d'attribuer les effets observés chez les populations exposées à la pollution de l'air à un seul contaminant. Il est possible que les contaminants étudiés servent d'indicateurs ou de substituts pour un autre contaminant ou groupe de contaminants. Par ailleurs, étant donné que les expositions ne sont pas sujettes au contrôle du chercheur, il est difficile de déterminer si la concentration moyenne ou de point, la variabilité ou quelque autre aspect de la pollution de l'air est le facteur le plus déterminant des effets sur la santé.

En résumé, les études épidémiologiques considérées comme les plus pertinentes pour l'élaboration de directives comportent les caractéristiques suivantes:

• étude longitudinale;
• contrôle adéquat des facteurs de confusion appropriés;
• un certain effort pour prendre en considération les variations individuelles au cours de l'exposition (p. ex., la superficie de la maison, l'utilisation de cuisinières àgaz).

Les études épidémiologiques des effets chez la population en général sont considérées comme étant les plus appropriées. Des études de personnes exposées aux polluants en suspension dans l'air peuvent ne pas refléter les problèmes que connaît la population en général étant donné qu'elles ne tiennent pas compte des jeunes, des personnes âgées et des groupes àrisque élevé. De plus, les périodes d'exposition et les mélanges de polluants y sont différents de ceux trouvés dans les maisons.

3.1.2 Études cliniques

Bien que ce ne soit pas toujours le cas, les études cliniques sont généralement faites en milieu contrôlé dans des laboratoires. Ces études fournissent probablement les données les plus fiables pour établir des rapports exposition-réponse à la base des normes sur la qualité de l'air. Cependant, les études cliniques se limitent pour des raisons éthiques à l'examen d'effets bénins temporaires d'exposition à court terme chez un nombre limité de sujets. Ces études sont donc plus appropriées pour l'élaboration des limites d'exposition à court terme.

Une bonne étude clinique doit contrôler les variables étrangères et les erreurs expérimentales. La plupart des études cliniques utilisent donc un groupe témoin afin de répondre à cette nécessité. La comparaison avec ce groupe donne donc une bonne indication des effets que les conditions expérimentales exercent sur les personnes exposées. L'introduction d'un tel groupe est très importante si l'on souhaite déterminer l'effet de l'intervention expérimentale.

Afin de réduire davantage les erreurs expérimentales au cours des études cliniques, la répartition des sujets dans les groupes expérimentaux et témoins doit se faire au hasard, c'est-à-dire que tous les sujets doivent avoir une chance égale d'être assignés à un groupe ou à l'autre. Ainsi, l'étude aura une bonne chance d'obtenir des groupes comparables et ainsi les caractéristiques mesurées et inconnues des sujets au moment de la répartition des groupes seront, en moyenne, distribuées de façon uniforme entre les deux groupes. Par ailleurs, étant donné que la plupart des méthodes statistiques sont basées sur des répartitions normales, la répartition au hasard est nécessaire afin de répondre aux hypothèses de la méthode de statistique.

Afin de réduire les erreurs expérimentales au minimum, certaines études utilisent des méthodes selon lesquelles les sujets, et quelquefois même les chercheurs, ne sont pas au courant des interventions assignées à un sujet. L'avantage de ces méthodes aveugles réside dans le fait que la possibilité que les sujets ou les chercheurs favorisent certains résultats basés sur l'état du groupe est réduite.

Ce n'est qu'en utilisant ces méthodes « aveugles » qu'un chercheur peut être raisonnablement assuré d'éviter, autant que possible, les variables étrangères et les erreurs expérimentales. Cependant, il est quelquefois impossible d'utiliser ce genre de méthode pour des raisons pratiques. Si par exemple des chercheurs font des essais sur les effets toxiques de l'ozone et que des sujets et des chercheurs peuvent déceler le genre de traitement par la senteur de l'ozone, il est alors impossible de chercher à faire une étude aveugle. De nombreuses études cliniques des polluants en suspension dans l'air sont limitées de cette façon.

3.1.3 Études animales

Bien que de nombreuses études aient porté sur l'effet des polluants atmosphériques sur les espèces animales, les concentrations d'exposition étaient en général beaucoup plus importantes que celles de l'air ambiant. De plus, l'extrapolation des résultats est compliquée par les différences anatomiques distinctes qui existent entre les voies respiratoires des animaux et celles de l'homme. Par ailleurs, les études se limitent souvent à des concen-trations exceptionnellement élevées d'au plus deux polluants plutôt qu'à de faibles concentrations de mélanges de substances que l'on trouve généralement dans les maisons. Cependant, les résultats de ces études sont utiles dans l'identification des organes et des systèmes cibles, dans la clarification des mécanismes de toxicité et dans l'évaluation de la carcinogénécité.

La fiabilité des essais biologiques de carcinogenèse faits sur des espèces animales sont évalués en fonction de plusieurs caractéristiques de la méthode utilisée et des résultats de l'étude, notamment l'échelle de l'expérience (c.-à-d. le nombre d'animaux exposés et d'animaux témoins); l'influence de facteurs environnementaux (p. ex., le régime alimentaire): le cheminement de l'agent et la méthode d'exposition; les doses administrées; l'espèce, la souche et le sexe des animaux; le type, l'endroit, la fréquence et la durée du développement des tumeurs ainsi que la nature du rapport exposition-réponse. Des informations sur la cinétique, le métabolisme et le mécanisme d'action, ainsi que le résultat d'études épidémiologiques chez l'homme, sont également prises en considération lors de l'évaluation de la pertinence des essais biologiques de carcinogenèse chez l'homme.

3.2 Méthode utilisée pour l'élaboration des directives en matière d'exposition

Il est essentiel d'établir une relation quantitative entre un polluant donné et ses effets afin d'élaborer des directives précises et justifiées en matière d'exposition. Les termes « exposition-réponse » et « exposition-effet » dénotent justement ce rapport quantitatif. Ces rapports quantitatifs sont difficiles à établir avec précision chez les humains en raison de considérations d'éthique. Néanmoins, les études cliniques et épidémiologiques combinées aux études animales en laboratoire peuvent fournir une quantité substantielle de données quantitatives sur les effets d'une exposition à un polluant donné.

3.2.1 Contaminants non carcinogènes

Les organismes de réglementation ont toujours cherché àétablir un degré d'exposition sous lequel il n'y a aucun effet néfaste apparent. Cette valeur appelée « teneur seuil » ressemble beaucoup à la teneur inférieure à laquelle les effets minimaux ou réversibles peuvent être observés, soit « la teneur minimale des effets néfastes observables » (TMENO). Un facteur de sécurité peut être incorporé dans le calcul d'une norme ou d'une directive réglementaire, selon le nombre et la qualité des études à la base de la TMENO. Cette méthode a été utilisée dans l'élaboration de directives pour un certain nombre de polluants de l'air intérieur faisant l'objet de ce document.

L'importance du facteur de sécurité dépend dans une grande mesure des trois conditions suivantes: si les données disponibles se rapportent à des humains plutôt qu'à des animaux, si les études ont été faites directement sur les segments de la population vraisemblablement exposés au risque le plus élevé, et la qualité des études mêmes. En fin de compte, le choix est basé sur le consensus d'experts, mais il n'a aucune base scientifique justifiable au sens strict.

Étant donné l'incertitude entourant les données obtenues dans des études d'observation, l'Organisation mondiale de la Santé a utilisé un facteur de sécurité de 2 pour ses directives sur l'exposition quotidienne et annuelle aux polluants de l'air; cette valeur a été adoptée lors de l'élaboration de certaines directives précisées dans le présent document.

Dans les cas où il y a suffisamment de données provenant d'études cliniques fiables de changements passagers chez des groupes à risque (par exemple, dans la fonction pulmonaire des asthmatiques à l'exercice), aucun facteur de sécurité n'a été incorporé lors de l'élaboration des directives d'exposition à court terme.

Étant donné la grande variation de la sensibilité individuelle aux irritants, et notamment aux aldéhydes, des directives sur l'exposition à court terme ont été calculées en appliquant un facteur de 5 à la valeur minimale causant une augmentation significative des symptômes d'irritation.

Il a été proposé que des limites d'hygiène en milieu de travail soient adaptées pour l'intérieur en appliquant un facteur de sécurité de façon à tenir compte des différences comme les durées d'exposition, les mélanges de polluants et la sensibilité de la population. Selon le groupe de travail, cette méthode ne peut cependant se justifier scientifiquement sans une connaissance approfondie de la base scientifique des limites en milieu de travail.

3.2.2 Substances carcinogènes

On croit qu'il ne peut y avoir aucune teneur limite acceptable pour les substances carcinogènes. Dans ces cas, tous les degrés d'exposition sont dangereux, bien qu'à des concentrations très faibles, et les risques pour la santé soient si minimes qu'ils sont indécelables. Dans le cas de la plupart des substances carcinogènes, le calcul des limites d'exposition acceptables à l'aide de teneurs minimales des effets néfastes observables (TMENO) et de facteurs de sécurité obtenus expérimentalement semble inapproprié.

L'idéal serait d'éviter toute exposition aux substances carcinogènes connues ou présumées. Cependant, il est parfois impossible d'éliminer certains agents carcinogènes de l'environnement. Les teneurs maximales des plages d'exposition indiquées dans le présent document pour le formaldéhyde, substance carcinogène présumée, et le radon, substance carcinogène connue, sont les teneurs minimales atteignables pour lesquelles il n'y a aucun risque déraisonnable pour la santé publique.

Afin de vérifier le niveau de risque ou la probabilité d'une réaction néfaste aux faibles concentrations que l'on peut rencontrer dans l'environnement, diverses méthodes statistiques ont été élaborées pour prévoir la forme de la courbe dose-réponse à des doses inférieures à celles administrées au cours des études expérimentales. La forme de la courbe dose-réponse extrapolée peut influer considérablement sur la valeur des teneurs d'exposition auxquelles il semble y avoir un risque négligeable pour la santé humaine, les estimations variant quelquefois de plusieurs ordres de grandeur selon le modèle mathématique utilisé.

Au cours de l'élaboration de directives sur l'exposition àlong terme au formaldéhyde, les méthodes mathématiques utilisées pour calculer le risque de cancer ont été sélectionnées en tenant compte, le plus possible, des données sur les mécanismes de réaction. Il faut néanmoins reconnaître que les risques calculés à de faibles expositions ont probablement été surestimés en raison des hypothèses prudentes à la base des modèles mathématiques.

Les risques de cancer liés à l'exposition à de faibles concentrations de radon ont été calculés à partir d'une extrapolation des données sur la mortalité par cancer observée chez des travailleurs exposés dans l'entreprise àdes concentrations aéroportées beaucoup plus fortes. Il faut toutefois admettre que plusieurs sources d'incertitude entrent dans ces calculs, qui ne peuvent servir que de très grossières approximations.

3.3 Méthodes de surveillance

Les méthodes de surveillance de la qualité de l'air intérieur n'ont pas encore été normalisées. De nombreuses études ont été faites en combinant des méthodes et des instruments anciens (également utilisés pour surveiller la qualité de l'air ambiant) avec des méthodes et des instruments récents. A l'heure actuelle, la tendance est aux petits instruments portatifs qui peuvent servir à la fois d'indicateurs personnels ou dans des stations pour une zone. Des indicateurs personnels passifs et actifs qui mesurent les teneurs en matières particulaires (filtres) et en gaz (absorbeurs et adsorbeurs) ont été mis au point. Ces nouveaux appareils peuvent être utilisés à l'intérieur étant donné qu'ils sont petits et silencieux. Ils offrent également la possibilité d'évaluer les teneurs en polluants près de la zone d'inhalation de chaque personne, permettant ainsi d'évaluer directement l'exposition de chaque personne.

La surveillance pour assurer le respect des directives en matière d'exposition à court terme ne doit se faire que lorsque les « pires cas possibles » sont prévus et les méthodes de surveillance doivent être conçues de façon àobtenir une évaluation précise de l'exposition réelle de chaque occupant. Il est recommandé de prélever les échantillons au moment et à l'endroit où l'on prévoit les concentrations maximales et d'utiliser les durées moyennes prescrites pour l'ASTER.

Dans le cas des expositions à long terme, il est plus difficile de préciser les méthodes de surveillance appropriées. L'échantillonnage doit se faire sur des périodes suffisamment longues pour tenir compte des fluctuations diurnes, saisonnières ou autres. L'importance et la fréquence des fluctuations peuvent varier considérablement d'un contaminant à l'autre et en fonction du type d'habitation, de l'emplacement et de l'activité des occupants. Dans bien des cas, les moyennes annuelles ont servi de base pour le calcul des normes de qualité de l'air à long terme. Il arrive souvent que les moyennes annuelles soient basées sur un échantillonnage aléatoire de données moyennes de 24 heures. Les moyennes mensuelles ou hebdomadaires sont généralement établies à l'aide des moyennes quotidiennes, bien que les indicateurs passifs actuellement sur le marché permettent des périodes de prélèvement de 7 à 90 jours.

Il est recommandé d'utiliser une période d'échantillonnage de 24 heures et de prélever les échantillons au moment où l'on prévoit les concentrations maximales. Lorsque les concentrations dépassent la plage d'exposition à long terme prescrite, d'autres échantillons doivent être prélevés pour savoir si les teneurs resteront élevées ou s'il y aura des fluctuations abaissant la concentration annuelle moyenne dans les limites des valeurs indiquées dans les directives.

Lorsque les teneurs en contaminant dépassent les limites de toute plage d'exposition recommandée, la cause du problème doit être identifiée. Il faut alors prendre les mesures qui s'imposent ou demander conseil auprès des autorités médicales.