Chapitre 44 - La qualité de l'air intérieur

LA QUALITÉ DE L’AIR À L’INTÉRIEUR DES LOCAUX: INTRODUCTION

Xavier Guardino Solá

Il est indéniable que le séjour dans un bâtiment — qu’il soit affecté à un usage professionnel ou au logement — peut, dans certains cas, susciter une sensation de gêne et même provoquer des symptômes pouvant correspondre à la définition d’une maladie. Le principal coupable doit être recherché parmi les contaminations de divers types présentes à l’intérieur du bâtiment, et qui sont englobées dans le terme général de «mauvaise qualité de l’air intérieur». Les effets néfastes de cette mauvaise qualité de l’air dans des espaces clos affectent un nombre considérable de personnes, étant donné que les habitants des villes passent entre 58 et 78% de leur temps dans des espaces intérieurs plus ou moins contaminés. Le problème est encore aggravé du fait qu’avec la construction de bâtiments plus hermétiques pour des considérations de fabrication ou d’économie d’énergie, on recycle l’atmosphère en utilisant une plus faible proportion d’air extérieur. Il est généralement admis aujourd’hui que les locaux n’ayant pas de ventilation naturelle présentent des risques de contamination.

On applique en général le terme d’air intérieur aux espaces intérieurs non industriels tels que ceux que l’on trouve dans les immeubles de bureaux, les établissements publics (écoles, hôpitaux, théâtres, restaurants, etc.) et les habitations privées. Les concentrations de contaminants dans l’air intérieur de ces bâtiments sont généralement du même ordre que celles de l’air extérieur, c’est-à-dire beaucoup plus faibles que celles des locaux industriels qui font l’objet de normes relativement bien connues en matière d’évaluation de la qualité de l’air. Pourtant, nombreux sont les occupants d’immeubles qui se plaignent de la qualité de l’air qu’ils y respirent; il y avait donc lieu d’étudier la situation. On a commencé à s’intéresser au problème de la qualité de l’air intérieur dès la fin des années soixante, mais les premières études n’ont été publiées qu’une dizaine d’années plus tard.

Même si, logiquement, la qualité de l’air dépend en fait de la présence de ses éléments constitutifs dans des proportions appropriées, c’est en réalité l’usager, lorsqu’il respire, qui en est le meilleur juge. En effet, nos sens perçoivent à la perfection l’air inhalé, car nous sommes sensibles aux manifestations olfactives et aux effets irritants d’environ un demi-million de substances chimiques. Aussi, lorsque l’ensemble des habitants d’un immeuble se disent satisfaits de l’air qu’ils respirent, on considère que cet air est de bonne qualité; s’ils ne le sont pas, c’est que la qualité de l’air est mauvaise. Cela veut-il dire qu’il est possible de prévoir comment l’air sera perçu? Certes, mais en partie seulement. La méthode s’applique de manière satisfaisante aux environnements industriels où les composés chimiques mis en œuvre sont connus et où leurs concentrations atmosphériques sont mesurées et comparées à certaines limites d’exposition. La situation est différente lorsqu’il s’agit d’immeubles à usage non industriel où il peut y avoir des milliers de substances chimiques en suspension dans l’air, mais à des concentrations extrêmement faibles, plusieurs milliers de fois inférieures parfois aux limites établies pour les environnements industriels. La plupart du temps, les informations dont on dispose sur la composition chimique de l’air intérieur ne nous permettent pas de prévoir comment cet air sera perçu, car l’effet cumulé de ces milliers de contaminants, conjugué avec la température et l’humidité ambiantes, peut produire une atmosphère qui sera perçue comme irritante, souillée ou viciée — c’est-à-dire de mauvaise qualité. De même, la connaissance de la composition précise d’un aliment ne renseigne guère quant à son goût; une analyse chimique ne nous donnera pas la possibilité de dire si l’aliment aura bon ou mauvais goût. Aussi, lorsqu’un système de ventilation est étudié, il est rare qu’une analyse chimique exhaustive de la composition de l’air intérieur soit entreprise.

On dit aussi parfois que ce sont les occupants du bâtiment qui sont la seule source de contamination de l’air intérieur. Cela serait certainement vrai si nous avions affaire aux matériaux de construction, à l’ameublement et aux systèmes de ventilation que l’on utilisait il y a une cinquantaine d’années et qui étaient essentiellement constitués de pierre, de brique, de bois et d’acier. Mais il n’en va plus de même avec les matériaux modernes qui sont source de contamination — certains peu, d’autre beaucoup — et qui, ensemble, entraînent une dégradation de la qualité de l’air intérieur.

Les effets d’une mauvaise qualité de l’air intérieur sur la santé peuvent se manifester par toute une série de symptômes, aigus ou chroniques, et déboucher sur des pathologies précises. La figure 44.1 en illustre les principales manifestations. Bien qu’une mauvaise qualité de l’air soit rarement la cause d’une pathologie établie, elle peut être à l’origine de malaises, de stress, d’absentéisme et d’une baisse de la productivité (avec une hausse correspondante des coûts de production). Ces problèmes peuvent dégénérer rapidement en conflits entre les occupants, leurs employeurs ou les propriétaires de l’immeuble incriminé.

La qualité de l’air intérieur d’un local dépend de toute une série de variables parmi lesquelles on peut citer la qualité de l’air extérieur; la conception des systèmes de ventilation et de climatisation, leur fonctionnement et leur état d’entretien; le découpage interne de l’immeuble; l’existence de sources intérieures de contamination et leur importance (voir figure 44.2). On peut, pour simplifier, dire que les défauts les plus courants sont le résultat d’une combinaison entre une ventilation inadaptée, une contamination venant de l’intérieur et une contamination venant de l’extérieur.

LA NATURE ET LES SOURCES DES CONTAMINANTS CHIMIQUES INTÉRIEURS

Derrick Crump

Les principaux polluants chimiques

Les contaminants chimiques de l’air intérieur peuvent se manifester sous forme de gaz et de vapeurs (inorganiques et organiques), d’aérosols et de matières particulaires. S’ils sont présents dans un bâtiment, c’est qu’ils sont venus du dehors ou qu’ils ont été produits à l’intérieur. Le fait qu’ils proviennent de l’extérieur ou de l’intérieur dépend de leur nature et peut varier dans le temps.

Voici les principaux polluants chimiques qu’on trouve le plus souvent dans l’air des locaux intérieurs:

1. le dioxyde de carbone (CO₂), produit métabolique souvent utilisé comme indicateur du niveau général d’une pollution de l’air provenant de la présence d’êtres humains à l’intérieur de locaux;
2. le monoxyde de carbone (CO), les oxydes d’azote (NO_x ) et le dioxyde de soufre (SO₂), gaz de combustion inorganiques qui se forment principalement pendant la combustion des combustibles, et l’ozone (O₃), produit de réactions photochimiques dans les atmosphères polluées, mais qui peut aussi provenir de certaines sources intérieures;
3. des composés organiques provenant de diverses sources intérieures ou extérieures. On trouve des centaines de composés chimiques organiques dans l’air intérieur même si, pour la plupart, leur concentration est très faible. On les classe généralement selon leur point d’ébullition; l’une des classifications les plus courantes (voir tableau 44.1) en dénombre quatre catégories: 1) les composés organiques très volatils (COTV); 2) les composés organiques volatils (COV); 3) les composés organiques semi-volatils (COSV); et 4) ceux qui sont liés à des matières particulaires (COP). Les composés organiques en phase particulaire sont dissous ou absorbés par des matières particulaires. Ils peuvent apparaître aussi bien sous forme de vapeurs que de particules, selon leur volatilité. C’est ainsi que les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), composés de deux noyaux benzéniques soudés (comme le naphtalène) sont surtout présents dans la phase gazeuse, alors que les composés à cinq noyaux (par exemple, le benzo[a]pyrène) sont le plus souvent dans leur phase particulaire.

Les matériaux auxquels on a accordé le plus d’attention, en tant que sources de pollution intérieure, sont les panneaux de bois aggloméré qui contiennent une résine urée-formol (UF) et les matériaux d’isolation pour parois qui contiennent eux aussi de l’urée-formol. Le formaldéhyde émis par ces composés est la cause des concentrations élevées de cette substance dans les bâtiments, et il est à l’origine de bien des plaintes formulées contre la mauvaise qualité de l’air intérieur dans les pays développés, en particulier à la fin des années soixante-dix et au début des années quatre-vingt. Le tableau 44.2 énumère quelques matériaux qui libèrent du formaldéhyde dans les bâtiments. On constate que ceux qui ont les taux d’émission les plus élevés sont les panneaux de bois aggloméré et les isolants à base d’urée-formol, tous deux utilisés très souvent dans la construction. Ces panneaux sont fabriqués à partir de fines particules de bois (environ 1 mm) mélangées à des résines urée-formol (6 à 8% de leur poids), puis pressées pour constituer des panneaux. Il sont très employés dans les planchers, les cloisons murales, les rayonnages et les meubles par éléments. Les placages de bois dur sont collés à la résine et généralement réservés aux parties décoratives des murs et des meubles. Les panneaux de fibres de densité moyenne contiennent des particules de bois plus fines que celles qui sont utilisées pour les panneaux d’agglomérés, et ils sont eux aussi collés avec de la résine urée-formol; on les utilise de préférence dans les meubles. Dans tous ces produits, la principale source de formaldéhyde est le formaldéhyde résiduel qui reste pris dans la résine, par suite d’un excès d’urée lors de la fabrication de cette résine. Le produit dégage davantage de formaldéhyde quand il est frais, et sa teneur en formaldéhyde diminue ensuite plus ou moins vite selon l’épaisseur du produit, le pouvoir d’émission initial, la présence d’autres sources de formaldéhyde, le climat local et les habitudes des occupants des locaux. La diminution peut atteindre plus de 50% pendant les huit ou neuf premiers mois, pour baisser ensuite beaucoup plus lentement. Une émission secondaire peut se produire par hydrolyse de la résine urée-formol, ce qui augmentera les taux d’émission en période de forte chaleur et de forte humidité. Les fabricants ont toutefois réussi à développer des matériaux à faible taux d’émission en diminuant le rapport entre l’urée et le formaldéhyde (en le ramenant à 1 pour 1, par exemple) dans la production de la résine et en utilisant des piégeurs de formaldé-hyde. Sous la pression de la réglementation et des consommateurs, ces produits sont largement utilisés dans certains pays.

Les matériaux de construction et d’ameublement sont à l’origine de toutes sortes d’émissions d’autres composés organiques volatils, ce qui a suscité une inquiétude croissante durant les années quatre-vingt et quatre-vingt-dix. L’émission peut consister en un mélange complexe de plusieurs composants dont quelques-uns prédominent généralement. Sur 42 matériaux de construction étudiés, on a détecté 62 sortes de produits chimiques différents. Ces produits étaient, pour la plupart, des hydrocarbures aromatiques et aliphatiques, ainsi que leurs dérivés oxygénés et des terpènes. Les composants responsables des plus fortes concentrations à l’état d’équilibre étaient, par ordre décroissant, le toluène, le m-xylène, le terpène, le n-butylacétate, le n-butanol, le n-hexane, le p-xylène, l’éthoxyéthylacétate, le n-heptane et l’o-xylène. Du fait de la complexité de ces émissions, elles ont, de même que leurs concentrations dans l’air, souvent été assimilées à des composés organiques volatils totaux (COVT). Le tableau 44.3 donne des exemples de taux d’émission de COVT pour quelques matériaux de construction. On voit qu’il y a de grandes différences dans leurs taux d’émission; en d’autres termes, si l’on dispose des données nécessaires, on peut, dès le stade de la conception du bâtiment, choisir des matériaux propres à réduire ainsi au minimum la libération de COV dans les bâtiments neufs.

Le nombre des produits alimentaires et des produits de ménage s’accroît constamment, et leurs émissions chimiques dépendent de l’usage qui en est fait. Les produits qui risquent de provoquer des concentrations intérieures de COV sont les aérosols, les produits de nettoyage, les solvants, les adhésifs et les peintures. Le tableau 44.4 énumère les principaux constituants chimiques de certains produits de consommation courante.

Le tableau 44.5 indique les rapports intérieur/extérieur les plus fréquents pour les principaux polluants de l’air intérieur, ainsi que les concentrations moyennes mesurées dans l’air extérieur dans les zones urbaines du Royaume-Uni. Le dioxyde de soufre contenu dans l’air intérieur provient généralement du dehors et de sources à la fois naturelles et anthropogènes. La combustion des combustibles fossiles contenant du soufre et la fusion des minerais sulfurés sont les principales sources de dioxyde de soufre dans la troposphère. Les niveaux de fond sont très faibles (de l’ordre de 1 ppb), mais dans les zones urbaines les concentrations maximales horaires peuvent aller de 0,1 à 0,5 ppm. Le dioxyde de soufre peut pénétrer dans un bâtiment par l’air que brasse la ventilation et s’infiltrer par de petites fissures dans l’ossature de l’édifice. Tout dépend de l’étanchéité du bâtiment, vis-à-vis de l’air, des conditions météorologiques et de la température des locaux. Une fois à l’intérieur, l’air se mélange et se dilue. Le dioxyde de soufre qui entre en contact avec le bâtiment et l’ameublement est adsorbé, ce qui peut réduire significativement sa concentration intérieure par rapport à l’extérieur, en particulier lorsque les niveaux extérieurs de dioxyde de soufre sont élevés.

Les concentrations de monoxyde de carbone que l’on trouve à l’intérieur des bâtiments se situent généralement entre 1 et 5 ppm. Le tableau 44.6 résume les observations faites dans le cadre de 25 études. Ces concentrations sont plus fortes en présence de fumée de tabac ambiante (FTA), mais elles dépassent rarement 15 ppm.

Les concentrations de dioxyde d’azote à l’intérieur des bâtiments sont généralement comprises entre 29 et 46 ppb. Lorsqu’il s’y trouve des sources telles que des fours à gaz, ces concentrations peuvent être passablement plus élevées, et la fumée de tabac peut avoir un effet quantifiable (voir tableau 44.6).

De nombreux COV sont présents à l’intérieur des bâtiments, à des concentrations qui sont comprises entre 2 et 20 mg/m³ environ. Les résultats d’une base de données américaine rassemblant 52 000 entrées relatives à 71 composés chimiques présents dans les logements, les bâtiments administratifs et les bureaux sont résumés à la figure 44.3. Les environnements dans lesquels un tabagisme important ou une faible ventilation engendrent des concentrations élevées de FTA peuvent produire des concentrations de COV comprises entre 50 et 200 mg/m³. Les matériaux de construction contribuent très largement à ces concentrations intérieures. Il est probable que dans les logements récents, on trouvera un plus grand nombre de composés dont les concentrations sont supérieures à 100 mg/m³. Les travaux de rénovation et de peinture augmentent sensiblement les niveaux de COV. Pour des produits tels que l’acétate d’éthyle, le 1,1,1-trichloroéthane et le limonène, les concentrations peuvent dépasser 20 mg/m³ pendant les temps d’activité des occupants des locaux, alors qu’en l’absence d’occupants la concentration de certains COV peut diminuer d’environ 50%. Un certain nombre de cas de concentrations élevées de contaminants dues aux matériaux de construction et à l’ameublement ont été relevés à la suite de plaintes des occupants. Il s’agissait notamment du white-spirit provenant des injections pratiquées dans les matériaux pour assurer leur étanchéité, du naphtalène émis par des produits contenant du goudron, de l’éthylhexanol provenant des revêtements de sol en vinyle et du formaldéhyde contenu dans des produits à base de bois.

LE RADON

María José Berenguer

La plupart des rayonnements auxquels un être humain est exposé pendant sa vie ont pour origine des sources naturelles provenant soit du milieu extérieur, soit des matériaux présents dans l’écorce terrestre. Les matériaux radioactifs peuvent affecter l’organisme de l’extérieur ou de l’intérieur du corps, selon qu’ils sont inhalés ou ingérés avec les aliments. La dose reçue peut être très variable; elle dépend en effet, d’une part, de la quantité de minéraux radioactifs présents dans la région du monde où vit l’intéressé — qui dépend elle-même de la quantité de nucléides radioactifs qu’on trouve dans l’air et dans la nourriture, notamment dans l’eau potable — et, d’autre part, de l’usage qui est fait de certains matériaux de construction ainsi que du gaz et du charbon, ou encore du type de construction considéré et des habitudes des personnes qui vivent sur place.

On considère aujourd’hui que le radon est la principale source naturelle de rayonnement. Avec ses «descendants» ou produits de filiation, c’est-à-dire les radionucléides formés lors de sa désintégration, le radon constitue près des trois quarts de la dose de rayonnements à laquelle les êtres humains sont exposés par sources terrestres naturelles. La présence de radon est souvent associée à une augmentation des cas de cancer du poumon causé par le dépôt de substances radioactives dans les bronches.

Le radon est un gaz incolore, inodore et insipide, sept fois plus lourd que l’air. Il comprend le plus souvent deux isotopes naturels. L’un est le radon 222, un radionucléide faisant partie de la chaîne de désintégration de l’uranium 238 et dont la source principale dans l’environnement est constituée par les pierres et le sol dans lesquels on trouve son précurseur, le radium 226. L’autre est le radon 220, qui provient de la chaîne radioactive du thorium et qui est moins fréquent que le radon 222.

On trouve une grande quantité d’uranium dans l’écorce terrestre. Dans le sol, la concentration moyenne de radium est de l’ordre de 25 Bq/kg. Le becquerel (Bq) est l’unité de mesure d’activité internationale; il correspond à une activité équivalant à une désintégration par seconde et vaut 27 pCi. La concentration moyenne de radon dans l’atmosphère à la surface de la terre est de 3 Bq/m³; elle varie de 0,1 (sur les océans) à 10 Bq/m³, selon la porosité du sol, la concentration de radium 226 sur le lieu considéré et la pression atmosphérique. Etant donné que le radon 222 a une période radioactive (demi-vie) de 3,823 jours, cette concentration n’est pas le fait du radon lui-même, mais de ses produits de filiation.

On trouve du radon dans tous les matériaux existants et il s’en échappe partout sur la terre. Du fait de ses caractéristiques, il se disperse facilement à l’extérieur, mais a tendance à se concentrer dans les espaces clos, notamment dans les caves et les bâtiments, plus particulièrement dans les locaux bas et mal ventilés où il s’élimine difficilement. Dans les régions tempérées, on estime que les concentrations de radon à l’intérieur des bâtiments sont environ huit fois plus élevées qu’au dehors.

C’est donc à l’intérieur des bâtiments que la plupart des gens sont exposés au radon. Les concentrations moyennes de radon dépendent essentiellement des caractéristiques géologiques du sol, des matériaux de construction utilisés et de la ventilation.

La principale source de radon dans les espaces intérieurs est le radium contenu dans le sol sur lequel le bâtiment a été construit ou dans les matériaux utilisés pour sa construction. Les autres sources significatives — bien que comparativement beaucoup plus faibles — sont l’air extérieur, l’eau et le gaz naturel. La figure 44.4 montre l’apport relatif de chacune de ces sources.

LA FUMÉE DE TABAC

Dietrich Hoffmann et Ernst L. Wynder

En 1985, la Direction du Service de la santé publique (Surgeon General of the US Public Health Service) des Etats-Unis a procédé à une étude des conséquences du tabagisme sur le cancer et les pneumopathies chroniques sur les lieux de travail. Elle avait conclu que, pour la plupart des travailleurs américains, le fait de fumer des cigarettes était une cause plus fréquente de décès et d’incapacité de travail que le milieu de travail lui-même. Il n’en reste pas moins capital de contrôler à la fois le tabagisme et l’exposition des travailleurs à des agents dangereux sur le lieu de travail, car c’est souvent à la faveur d’une synergie de ces deux facteurs que se déclenchent et se développent des maladies respiratoires. On sait que certaines expositions professionnelles provoquent des bronchites chroniques. Il s’agit notamment des expositions à la poussière de charbon, de ciment et de céréales, aux aérosols de silice, aux fumées de soudage et au dioxyde de soufre. Chez les personnes exposées, la bronchite chronique est souvent aggravée par le tabagisme (US Surgeon General, 1985).

Des observations épidémiologiques ont prouvé que les mineurs des mines d’uranium et les travailleurs qui mettent en œuvre de l’amiante courent beaucoup plus de risques de développer un cancer des voies respiratoires lorsqu’ils sont fumeurs que ceux qui exercent les mêmes professions mais ne fument pas. Les effets cancérogènes de l’uranium et de l’amiante ne font pas que s’ajouter à ceux du tabagisme: ils créent une synergie propice au développement d’un épithélioma du poumon (US Surgeon General, 1985; Hoffmann et Wynder, 1976; Saccomanno et coll., 1988; Hilt et coll., 1985). Les effets cancérogènes de l’exposition au nickel, à l’arsenic, aux chromatex, aux esters de chlorométhyle et à la fumée de cigarette sont pour le moins additifs (US Surgeon General, 1985; Hoffmann et Wynder, 1976; CIRC, 1987a, Pers-hagen et coll., 1981). On suppose que les fumeurs affectés à la marche des fours à coke présentent un risque plus élevé de cancer du poumon et du rein que les non-fumeurs exerçant les mêmes professions, bien que les données épidémiologiques disponibles ne permettent pas d’en apporter la preuve indiscutable (CIRC, 1987c).

Cet aperçu général se propose d’évaluer les effets toxiques de l’exposition des hommes et des femmes à la fumée de tabac ambiante (FTA) sur leur lieu de travail. La réglementation du tabagisme sur le lieu de travail ne peut qu’être bénéfique aux fumeurs en réduisant leur consommation de cigarettes pendant la journée de travail et augmente d’autant leurs chances d’arrêter de fumer; elle bénéficiera également aux non-fumeurs soit qui sont allergiques à la fumée de cigarette ou qui souffrent déjà de troubles ou d’affections pulmonaires ou cardio-vasculaires.

La nature physico-chimique de la fumée de tabac ambiante (FTA)

Les flux de fumée principal et secondaire

La FTA peut être définie comme une substance qui provient de la fumée de cigarette et entre dans la composition de l’air intérieur. Même si la fumée de la pipe et du cigare contribuent à la FTA, c’est la fumée de la cigarette qui en est généralement la source principale. La FTA est un aérosol composite principalement émis par le cône de combustion du tabac entre les bouffées. On nomme cette émission le flux de fumée secondaire (FFS). Dans une moindre mesure, la FTA est également formée des composants du flux de fumée principal (FFP), c’est-à-dire de celui qu’exhale le fumeur.

Le tableau 44.7 montre dans quelles proportions les principaux agents toxiques et cancérogènes se retrouvent dans la fumée inhalée, dans le flux de fumée principal et dans le flux de fumée secondaire (Hoffmann et Hecht, 1990; Brunnemann et Hoff-mann, 1991; Guerin, Jenkins et Tomkins, 1992; Luceri et coll., 1993). Sous la rubrique «Type de toxicité», les composants de la fumée identifiés par la lettre «C» représentent les cancérogènes animaux reconnus par le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC). On y trouve le benzène, la β-naphthylamine, le 4-aminobiphényle et le polonium 210, qui sont aussi reconnus comme étant des agents cancérogènes humains (CIRC, 1987a, 1987e). Lorsqu’on fume des cigarettes avec filtre, certains des composés volatils et semi-volatils sont sélectivement retirés du FFP par les filtres (Hoffmann et Hecht, 1990). Mais on retrouve ces mêmes composés, en quantités nettement plus élevées, dans le FFS où la fumée n’est pas diluée. De plus, ces composants de la fumée, dont la formation est favorisée dans l’atmosphère réduite du cône de combustion, sont libérés dans le FFS dans des proportions beaucoup plus importantes que dans le FFP. Ils s’agit notamment de substances cancérogènes telles que les nitrosamines volatiles, les nitrosamines spécifiques au tabac et les amines aromatiques.

Bien que le FFS, c’est-à-dire la fumée de tabac non diluée, contienne des quantités plus élevées de composants toxiques et cancérogènes que le FFP, il est fortement dilué dans l’air qu’inhalent les non-fumeurs et ses propriétés sont altérées par la décomposition de certaines espèces réactives. Le tableau 44.8 rassemble les données concernant certains agents toxiques et cancérogènes relevées dans des échantillons d’air intérieur prélevés à différents niveaux de pollution par la fumée de tabac (Hoffmann et Hecht, 1990; Brunnemann et Hoffmann, 1991; Luceri et coll., 1993). La dilution dans l’air du FFS a un effet important sur les caractéristiques physiques de l’aérosol. En général, la répartition des différents agents entre la phase gazeuse et la phase particulaire s’en trouve modifiée en faveur de la première. Les particules contenues dans la FTA sont plus fines (< 0,2 µ) que celles qui sont contenues dans le FFP (~0,3 µ), et les pH du FFS (pH 6,8-8,0) et de la FTA sont plus élevés que ceux du FFP (5,8-6,2; Brunnemann et Hoffmann, 1974). Par conséquent, 90 à 95% de la nicotine se trouvent dans la phase gazeuse de la FTA (Eudy et coll., 1986). De même, d’autres composants de base, tels que les alcaloïdes mineurs Nicotiana , et les amines et l’ammoniac, sont principalement présents dans la phase gazeuse de la FTA (Hoffmann et Hecht, 1990; Guerin, Jenkins et Tomkins, 1992).

Le marqueur biologique le plus utilisé pour mesurer l’exposition des non-fumeurs à la FTA est la cotinine, métabolite majeur de la nicotine. On détermine sa concentration par chromatographie en phase gazeuse, ou par radio-immuno-essai dans le sang ou, mieux, dans l’urine; elle indique la quantité de nicotine qui a été absorbée par la cavité buccale et les poumons. Quelques millilitres d’urine de fumeurs passifs suffisent pour évaluer la cotinine par l’une des deux méthodes mentionnées. Pour un fumeur passif, les niveaux de cotinine se situent en général entre 5 et 10 ng par ml d’urine; des valeurs plus élevées ont toutefois été constatées chez certains non-fumeurs exposés à une importante FTA pendant une longue période. Une relation dose-réponse a pu être établie entre la durée d’exposition à la FTA et l’excrétion urinaire de cotinine (voir tableau 44.9) (Wald et coll., 1984). Dans la plupart des études de terrain, la cotinine mise en évidence dans l’urine des fumeurs passifs représentait entre 0,1 et 0,3% des concentrations moyennes observées dans l’urine des fumeurs actifs; cependant, en cas d’exposition prolongée à de fortes concentrations de FTA, les niveaux de cotinine des fumeurs passifs pouvaient atteindre jusqu’à 1% des concentrations mesurées dans l’urine des fumeurs actifs (US National Research Council, 1986; CIRC, 1987b; EPA, 1992).

LA RÉGLEMENTATION DU TABAGISME

Xavier Guardino Solá

Lorsqu’elles souhaitent lutter contre le tabagisme, les autorités devraient se souvenir que, s’il appartient à chaque individu de décider d’arrêter de fumer, c’est aux pouvoirs publics qu’il incombe de prendre toutes les mesures utiles pour l’y encourager. Dans de nombreux pays, les dispositions adoptées par les législateurs et les gouvernements n’ont guère été décisives; s’il est évident que la réduction du tabagisme est un progrès pour la santé publique — ne serait-ce que par les économies qu’elle permet de réaliser au niveau des services de santé —, elle implique également des pertes et des difficultés économiques pour de nombreux secteurs, en tout cas à court terme. Les pressions que peuvent exercer dans ce domaine les divers organismes internationaux intéressés revêtent une grande importance, car nombreux sont les pays qui pourraient être tentés de freiner les mesures de lutte contre le tabagisme si le tabac est pour eux une importante source de revenus.

La réglementation qu’un pays adopte pour réduire la consommation de tabac peut revêtir différents aspects.

Les mises en garde figurant sur les paquets de cigarettes

L’une des premières mesures qu’ont prise de nombreux pays a été d’exiger que les paquets de cigarettes portent clairement une mise en garde indiquant qu’il est dangereux de fumer pour la santé. Cet avertissement n’est pas destiné à avoir un effet immédiat sur le fumeur, mais plutôt à montrer que les autorités s’intéressent au problème et s’efforcent de créer un climat psychologique favorable à l’adoption, dans un deuxième temps, de mesures qui, autrement, auraient pu être considérées comme agressives par l’ensemble des fumeurs.

Certains experts souhaiteraient qu’une mise en garde figure également sur les paquets de cigares et de tabac pour pipe. Mais la majorité des gens considèrent que ces avertissements sont inutiles, étant donné que les personnes qui fument le cigare ou la pipe n’avalent pas la fumée et que la généralisation de ce type de mise en garde risquerait d’aboutir à ce que plus personne n’y fasse attention. C’est la raison pour laquelle on préfère, en général, limiter ces avertissements aux paquets de cigarettes. Une référence au flux de fumée secondaire (FFS) n’a pas encore été envisagée, mais c’est une possibilité qui ne devrait pas être écartée.

La restriction du tabagisme dans les lieux publics

L’interdiction de fumer dans les lieux publics est l’un des outils de contrôle les plus efficaces. Ce type d’interdiction peut contribuer à réduire sensiblement le nombre de personnes qui se trouvent exposées au FFS tout en diminuant la consommation quotidienne des fumeurs. Les plaintes formulées à l’encontre de cette interdiction par les propriétaires de lieux publics tels que les hôtels, les restaurants, les lieux de divertissement, les dancings, les théâtres et autres se fondent sur l’argument selon lequel ils vont perdre une partie de leur clientèle. Cependant, si les autorités généralisent l’interdiction et l’appliquent dans l’ensemble du pays, la perte de clientèle ne se fera sentir que dans un premier temps et les gens finiront par s’adapter à la situation.

Une autre possibilité est de réserver certains espaces aux fumeurs. La séparation des fumeurs et des non-fumeurs doit être efficace si l’on veut obtenir les bénéfices souhaités; cela appelle la mise en place de barrière pour éviter que les non-fumeurs n’inhalent de la fumée de tabac. La séparation doit être matérielle; si l’installation de climatisation utilise de l’air recyclé, l’air des zones fumeurs ne doit pas être mélangé à celui des zones non-fumeurs. La création d’espaces réservés aux fumeurs implique donc, pour les exploitants qui acceptent un public de fumeurs, des frais de construction et de cloisonnement additionnels.

En dehors des lieux où il est totalement interdit de fumer pour des raisons de sécurité (risques d’explosion ou d’incendie), il devrait aussi exister des locaux — tels que les complexes sportifs, les établissements de soins, les écoles et les crèches — où il est interdit de fumer même en l’absence de risques de cette nature.

La restriction du tabagisme au travail

Les restrictions du tabagisme sur les lieux de travail doivent aussi être considérées à la lumière des arguments exposés ci-dessus. Il appartient aux autorités, aux chefs d’entreprise et aux syndicats de mettre sur pied des programmes destinés à diminuer la consommation de tabac sur les lieux de travail. En général, les campagnes de ce genre sont efficaces.

Dans toute la mesure possible, il est recommandé de créer des zones non-fumeurs afin d’établir une politique claire de lutte contre le tabagisme et d’aider les non-fumeurs à défendre leur droit de ne pas devenir des fumeurs passifs. S’il y a conflit entre un fumeur et un non-fumeur, il devrait être de règle de donner toujours la préférence au non-fumeur. Lorsqu’il n’est pas possible d’établir une séparation, il faut imposer au fumeur de s’abstenir de fumer dans le local qu’il partage avec un non-fumeur.

En dehors des lieux où il est interdit de fumer pour des raisons de santé ou de sécurité, il convient de ne pas négliger la possibilité d’une synergie entre les effets de la pollution chimique et ceux de la fumée de tabac. Le poids de ces considérations devrait normalement conduire à une large extension des restrictions de fumer, en particulier dans l’industrie.

Le renforcement de la pression économique contre le tabac

Un autre moyen réglementaire sur lequel comptent les pouvoirs publics pour diminuer le tabagisme est de taxer plus fortement le tabac, notamment les cigarettes. Cette politique viserait à réduire la consommation de tabac et se traduirait par une relation inverse entre le prix du tabac et sa consommation. Les résultats pourraient être mesurés en comparant la situation dans différents pays. Cette mesure est considérée comme étant efficace lorsque la population est avertie à l’avance des dangers du tabagisme et qu’il lui est conseillé d’arrêter de fumer. Une augmentation du prix du tabac peut être une incitation à arrêter de fumer. Pourtant, cette politique a beaucoup d’opposants qui fondent leurs critiques sur les arguments résumés brièvement ci-dessous.

Premièrement, d’après de nombreux spécialistes, il semble que le fait d’augmenter le prix du tabac pour des raisons fiscales se traduit par une diminution de la consommation de tabac qui n’est que provisoire. Les fumeurs reviennent peu à peu à leur niveau de consommation précédent, à mesure qu’ils s’habituent aux nouveaux prix. En d’autres termes, les fumeurs assimilent l’augmentation du prix du tabac à l’élévation d’autres taxes et à l’augmentation générale du coût de la vie.

Deuxièmement, on observe également, dans ce cas, une modification des habitudes. Lorsque les prix augmentent, les fumeurs ont tendance à acheter des marques moins chères et de qualité inférieure, ce qui les exposera probablement à un plus grand risque pour leur santé (soit que les cigarettes n’aient pas de filtre, soit qu’elles contiennent davantage de goudron et de nicotine). Ce changement peut aller jusqu’à rouler soi-même les cigarettes, ce qui élimine toute possibilité de maîtriser le problème.

Troisièmement, de l’avis de nombreux experts, les mesures de ce type tendent à renforcer l’idée que les pouvoirs publics considèrent le tabac et sa consommation comme un autre moyen de prélever des taxes; ce qu’ils veulent, en réalité, c’est que les gens fument pour continuer à prélever des taxes spéciales sur le tabac.

La limitation de la publicité

Une autre arme qu’utilisent les pouvoirs publics pour lutter contre le tabagisme est de restreindre, ou tout simplement d’interdire la publicité en faveur du tabac. C’est ainsi que les gouvernements et de nombreuses organisations internationales appliquent une politique d’interdiction de la publicité pour le tabac dans des domaines tels que le sport (du moins certains sports), les soins médicaux, l’environnement et l’enseignement. Cette politique a des avantages incontestables, en particulier lorsqu’elle supprime la publicité dans des domaines qui concernent directement les jeunes, à un moment où ils risquent le plus de prendre l’habitude de fumer.

Les programmes publics d’encouragement à l’arrêt du tabagisme

Le recours régulier à des campagnes antitabac convenablement organisées et financées par certains milieux, tels que le monde du travail, par exemple, qui en fait une question de principe, s’est révélé un moyen très efficace.

Les campagnes d’éducation des fumeurs

Pour compléter ce qui vient d’être dit, ajoutons qu’une éducation des fumeurs afin qu’ils fument «mieux» et réduisent leur consommation de cigarettes est un autre moyen que peuvent envisager les pouvoirs publics pour limiter les effets néfastes du tabagisme sur la santé publique. Ces efforts devraient viser à réduire la consommation journalière de cigarettes, à conseiller aux fumeurs de ne pas avaler la fumée, de ne pas fumer de mégots (la toxicité de la fumée s’accroît à la fin de la cigarette), de ne pas garder la cigarette entre les lèvres et de préférer les marques qui contiennent moins de goudron et de nicotine.

Les mesures de ce type ne réduisent évidemment pas le nombre des fumeurs, mais elles limitent le mal que leur fait le tabac. Certains sont d’avis que ce type de remède a un inconvénient: celui de donner l’impression que le fait de fumer n’est pas intrinsèquement mauvais, puisque l’on montre aux fumeurs comment fumer mieux.

Conclusion

Les mesures législatives et pratiques prises par les pouvoirs publics sont trop lentes et peu productives, en regard de ce qu’il faudrait faire pour lutter efficacement contre le tabagisme. Elles se heurtent souvent à des obstacles juridiques dans leur application, à des accusations de concurrence déloyale, voire au droit des individus à fumer. S’ils sont lents, les progrès faits dans la mise en œuvre de la réglementation n’en sont pas moins réguliers. Il faut, par ailleurs, différencier entre fumeurs actifs et fumeurs passifs. Toutes les mesures qui peuvent aider quelqu’un à s’arrêter de fumer, ou du moins à réduire sensiblement sa consommation quotidienne de tabac, devraient être conçues pour les fumeurs actifs, et tout le poids de la réglementation devrait porter sur la lutte contre cette habitude. Le fumeur passif, quant à lui, devrait pouvoir faire valoir tous les arguments possibles pour défendre son droit à ne pas inhaler de la fumée de tabac et à disposer d’espaces non-fumeurs à la maison, au travail et durant ses loisirs.

LA DÉTECTION, LE MESURAGE ET L’ANALYSE DES POLLUANTS CHIMIQUES

M. Gracia Rosell Farrás

En ce qui concerne la pollution, l’air des locaux intérieurs des bâtiments non industriels présente plusieurs caractéristiques qui le différencient de l’air extérieur et de l’air que l’on trouve dans les lieux de travail industriels. Outre les contaminants présents dans l’atmosphère, l’air intérieur contient également des polluants libérés par les matériaux de construction ou produits par les activités qui se déroulent à l’intérieur du bâtiment. Les concentrations de contaminants dans l’air intérieur sont généralement égales ou inférieures à celles de l’air extérieur, selon l’intensité et l’efficacité de la ventilation. Les contaminants générés par les matériaux de construction ne sont normalement pas les mêmes que ceux de l’air extérieur et leurs concentrations sont plus élevées, tandis que ceux qui sont liés aux activités intérieures dépendent de la nature de ces activités et peuvent être les mêmes que ceux de l’air extérieur (c’est le cas du CO et du CO₂, notamment).

Pour ces diverses raisons, les polluants présents dans l’air des bâtiments non industriels sont nombreux et variés et leurs niveaux de concentration sont faibles (sauf lorsque leur production est intense). Tout dépend des conditions atmosphériques et climatiques, des caractéristiques du bâtiment, de l’efficacité de sa ventilation et des activités qui s’y déroulent.

Les méthodes d’analyse

Une grande partie des méthodes utilisées pour évaluer la qualité de l’air intérieur est empruntée à l’hygiène industrielle et à la métrologie des immissions de l’air extérieur. Il existe peu de méthodes élaborées spécialement pour ce type d’analyses, bien que certaines organisations, notamment l’Organisation mondiale de la santé (OMS) et l’Agence pour la protection de l’environnement (Environmental Protection Agency (EPA)), aux Etats-Unis, mènent actuellement des recherches dans ce domaine. Une autre difficulté tient à la pénurie d’informations sur la relation entre l’exposition et ses effets lorsqu’il s’agit d’expositions de longue durée à de faibles concentrations de polluants.

Les méthodes analytiques employées en hygiène industrielle sont destinées à mesurer des concentrations élevées et il n’en existe pas pour de nombreux polluants, alors que les contaminants contenus dans l’air intérieur des bâtiments peuvent être nombreux et variés et qu’à quelques exceptions près, leurs concentrations sont plutôt faibles. Beaucoup de méthodes de l’hygiène industrielle peuvent être appliquées à l’évaluation de l’air intérieur à condition de les adapter aux concentrations présentes, d’augmenter leur sensibilité sans perte de précision (en augmentant, par exemple, le volume d’air analysé) et de vérifier leur spécificité.

D’un autre côté, les méthodes employées pour mesurer les concentrations de polluants dans l’air extérieur sont les mêmes que celles qui sont utilisées pour l’air intérieur; elles peuvent donc être soit appliquées directement à l’intérieur, soit être facilement adaptées. Il importe, néanmoins, de ne pas oublier que certaines de ces méthodes sont conçues pour l’analyse directe d’un échantillon, alors que d’autres nécessitent des appareils encombrants et parfois bruyants et le prélèvement de grandes quantités d’air, ce qui risque de fausser les résultats.

La planification des mesurages

On peut, pour améliorer la qualité de l’air intérieur, utiliser la procédure classique que l’on applique pour le contrôle du milieu de travail. Elle consiste à identifier et à quantifier un problème, à proposer des mesures correctives et à veiller à leur mise en œuvre, et à évaluer enfin leur efficacité après un certain laps de temps. Cette procédure habituelle n’est pas toujours la mieux adaptée dans le cas qui nous intéresse, car elle est très minutieuse et exige la prise de nombreux échantillons; ce n’est pas toujours nécessaire dans notre cas. Les méthodes exploratoires — qu’il s’agisse d’une simple inspection visuelle ou d’une analyse de l’air ambiant par des méthodes directes — peuvent fournir une idée de la concentration de polluants et permettent souvent de résoudre les problèmes rencontrés. Une fois que les mesures correctives adéquates ont été prises, les résultats peuvent être évalués par un nouvel ensemble de mesurages. Ce n’est qu’en l’absence d’amélioration notable que des contrôles plus approfondis ou une étude analytique complète se justifient (Swedish Work Environment Fund, 1988).

Les principaux avantages de ces mesurages exploratoires par rapport aux méthodes classiques sont leur économie, leur rapidité et leur efficacité. Ils exigent évidemment un personnel com-pétent et expérimenté et l’emploi d’un matériel approprié. La figure 44.5 résume les objectifs visés par les différentes étapes de la procédure.

Le tableau 44.10 présente une synthèse des principales caractéristiques des différentes méthodes de mesurage. Quant au tableau 44.11, il regroupe les diverses méthodes utilisées pour prélever et analyser les échantillons des polluants de l’air intérieur les plus courants.

Les polluants de l’air des locaux intérieurs sont nombreux et normalement en de faibles concentrations. La méthodologie disponible pour leur évaluation est fondée sur l’adaptation des méthodes utilisées pour contrôler la qualité de l’air extérieur et celle de l’atmosphère des sites industriels. Cette adaptation exige que l’on modifie la plage des concentrations recherchées, lorsque la méthode le permet, en utilisant des temps de prélèvement plus longs et de plus grandes quantités d’adsorbants ou d’absorbants. Ces modifications sont valables à condition qu’elles n’entraînent pas de perte de fiabilité ou de précision. Le mesurage d’un mélange de contaminants est un processus généralement coûteux, et les résultats obtenus sont peu précis. Très souvent, tout ce que l’on pourra obtenir sera un profil de pollution montrant le niveau de contamination intérieure pendant les périodes de prélèvement par rapport à un air pur, à l’air extérieur ou à l’atmosphère d’autres espaces intérieurs. Pour contrôler ce profil de pollution, on a recours à des moniteurs ou analyseurs à lecture directe, mal acceptés s’ils sont trop bruyants ou trop encombrants. On s’efforce actuellement de mettre au point des appareils toujours plus petits et moins bruyants dont la sensibilité et la précision soient améliorées. Le tableau 44.12 résume la situation actuelle en ce qui concerne les méthodes utilisées pour les différents types de contaminants.

Ce sont les méthodes actives qui sont les plus couramment utilisées pour le prélèvement et l’analyse des gaz. Elles font appel à des solutions absorbantes ou à des adsorbants solides, ou au prélèvement direct d’échantillons d’air dans un sac ou autre récipient inerte et étanche. Pour empêcher qu’une partie de l’échantillon ne se perde et obtenir des mesures plus précises, le volume de l’échantillon doit être inférieur aux volumes utilisés pour les autres types de pollution, et la quantité d’absorbant ou d’adsorbant plus grande. Il faut veiller particulièrement aux conditions de transport et de stockage des échantillons (les conserver à basse température) et limiter le temps écoulé entre les prélèvements et les analyses. Ces méthodes directes sont très utilisées pour les gaz en raison des améliorations considérables apportées à la performance des appareils modernes, plus sensibles et plus précis qu’auparavant. Grâce à la facilité d’emploi et à la qualité des informations fournies par ces techniques, on tend à les substituer de plus en plus aux méthodes d’analyse traditionnelles. Le tableau 44.13 indique les niveaux de détection minimaux que l’on peut obtenir pour quelques gaz courants, en fonction de la méthode de prélèvement et d’analyse employée.

LA CONTAMINATION BIOLOGIQUE

Brian Flannigan

Les caractéristiques et les sources de la contamination biologique de l’air intérieur

Bien que l’air des locaux intérieurs contienne toute une variété de particules d’origine biologique (bioparticules), ce sont les micro-organismes (microbes) qui, dans la plupart des locaux de travail, ont les effets les plus marqués sur la santé. L’air intérieur ne contient pas seulement des micro-organismes tels que les virus, les bactéries, les champignons et les protozoaires, mais aussi des grains de pollen, des phanères animaux et des fragments d’insectes et d’acariens, ainsi que leurs excréments (Wanner et coll., 1993). En plus des aérosols formés par ces bioparticules, on peut aussi rencontrer des composés organiques volatils (COV) provenant d’organismes vivants tels que les plantes d’intérieur et les micro-organismes.

Le pollen

Les grains de pollen contiennent des substances allergènes qui peuvent provoquer des réactions allergiques chez les individus sensibles ou atopiques; ces réactions se manifestent généralement sous la forme d’un «rhume des foins» ou d’une rhinite. On les met le plus souvent sur le compte de l’environnement extérieur; dans l’air intérieur, les concentrations de pollen sont généralement beaucoup plus faibles qu’au dehors. C’est dans les bâtiments où les systèmes de chauffage, de ventilation et de climatisation (CVC) assurent une filtration efficace de l’air extérieur que la différence des concentrations de pollen à l’extérieur et à l’intérieur est la plus grande. Dans les locaux climatisés, les concentrations de pollen sont plus faibles que dans ceux qui sont ventilés naturellement. Les quantités de pollen pourront être plus élevées dans certains locaux de travail décorés de nombreuses plantes vertes ou dans les serres.

Les phanères

Les phanères sont de fines particules de peau, d’ongles, d’écailles, de poils et de plumes (associées à de la salive ou à de l’urine desséchées). Elles représentent une source potentielle d’allergènes capables de provoquer des accès de rhinite ou d’asthme chez les personnes sensibilisées. Les principales sources de phanères dans les environnements intérieurs sont habituellement les chats et les chiens, mais les rats et les souris (souris domestiques, souris de laboratoire ou parasites), les hamsters, les gerbilles (une espèce de gerboise), les cochons d’Inde et les oiseaux en cage peuvent être, eux aussi, des sources d’allergies. Les phanères provenant de ces animaux, de même que des animaux de ferme ou d’agrément (les chevaux, par exemple) peuvent se déposer sur les vêtements. Les travailleurs les plus exposés aux phanères sont sans doute ceux dont l’activité s’exerce dans les élevages d’animaux, dans les laboratoires d’expérimentation animale ou dans des locaux infestés de vermine.

Les insectes

Les insectes et leurs excréments peuvent provoquer des allergies respiratoires et autres; dans la plupart des cas, cependant, il ne semble pas qu’ils contribuent de manière significative à la contamination ambiante. Les particules provenant des blattes (en particulier, Blatella germanica et Periplaneta americana ) peuvent être abondantes dans les milieux de travail insalubres, chauds et humides. L’exposition aux particules des blattes et des autres insectes, y compris les criquets, les charançons, les escarbots de la farine et les mouches à fruits, peut être la cause de problèmes de santé chez les personnes qui travaillent dans des élevages d’animaux ou dans certains laboratoires.

Les acariens

Ces arachnides sont surtout associés à la poussière, mais des fragments provenant de cette famille microscopique d’araignées et de leurs excréments (fèces) peuvent aussi être présents dans l’air intérieur. L’espèce la plus courante est l’acarien de la poussière domestique, Dermatophagoides pteronyssinus. Il constitue, avec sa famille, une cause importante d’allergies respiratoires. Il se développe surtout dans les locaux d’habitation; on le trouve fréquemment dans la literie, mais aussi dans les meubles rembourrés. Fort heureusement, ce type d’ameublement ne pullule pas dans les bureaux. En revanche, les acariens intéressés par la nourriture entreposée et les aliments pour animaux, tels qu’Acarus , Glyciphagus et Tyrophagus, peuvent sécréter des fragments allergènes dans l’air intérieur. Les agriculteurs et les personnes affectées au conditionnement des produits alimentaires sont particulièrement exposés au risque. Enfin, certains acariens, comme D. pteronyssinus , se complaisent dans la poussière des bâtiments, en particulier dans les endroits chauds et humides.

Les virus

Les virus sont des micro-organismes très importants si l’on tient compte du nombre de problèmes de santé qu’ils peuvent engendrer, mais ils ne peuvent vivre en dehors des cellules et des tissus vivants. Si certains virus sont présents dans l’air recyclé par les systèmes de ventilation et de climatisation, leur principal mode de transmission se fait par contact de personne à personne. Le fait d’inhaler de près des aérosols produits par une toux ou un éternuement, par exemple, est une source importante de rhume et de grippe. Les infections seront donc forcément plus répandues dans les locaux qui connaissent un taux d’occupation élevé. On imagine mal, cependant, ce qui pourrait être fait au stade de la conception d’un bâtiment ou dans sa gestion pour remédier à cet état de choses.

Les bactéries

On classe ce type de micro-organismes en deux grandes catégories selon leur réaction à la coloration par la méthode de Gram. Les types les plus courants de Gram+ sont ceux qui proviennent de la bouche, du nez, de l’oropharynx et de la peau, à savoir: Staphylococcus epidermidis, S. aureus et les espèces Aerococcus, Micrococcus et Streptococcus . En général, les bactéries Gram– sont peu nombreuses, alors qu’il peut y avoir beaucoup de bactéries des espèces Actinetobacter , Aeromonas , Flavobacterium et, en particulier, Pseudomonas . On peut trouver l’espèce responsable de la maladie des légionnaires, Legionella pneumophila , dans les canalisations d’eau chaude et dans les humidificateurs des systèmes de climatisation, ainsi que dans les appareils thérapeutiques respiratoires, les jacuzzis, les bains bouillonnants et les cabines de douche. Elle est dispersée par ces installations sous forme d’aérosols aqueux, mais peut aussi pénétrer dans les bâtiments par les aérosols émis par les tours aéro-réfrigérantes se trouvant à proximité. Le temps de survie de L. pneumophila dans l’air intérieur ne dépasse normalement pas quinze minutes.

En plus de la bactérie unicellulaire déjà mentionnée, il existe aussi des types filamenteux qui produisent des spores qui se dispersent dans l’air, à savoir des actinomycètes. Ils sont généralement associés à des matériaux à structures humides et peuvent émettre une odeur de terre caractéristique. Deux de ces bactéries capables de se développer à 60 °C, soit Faenia rectivirgula (appelée autrefois Micropolyspora faeni ) et Thermoactinomyces vulgaris , se réfugient dans les humidificateurs et autres équipements des installations CVC.

Les champignons

Les champignons se divisent en deux groupes: les levures et les moisissures dénommées microfungi d’un côté et, de l’autre, les champignons du plâtre et du bois pourri, connus sous le terme de macrofungi, car ils produisent des spores macroscopiques visibles à l’œil nu. A part les levures unicellulaires, les champignons colonisent des substrats sous la forme de réseaux (mycélium) de filaments (hyphes). Ces champignons filamenteux produisent de nombreuses spores qui se dispersent dans l’air à partir de structures microscopiques sporifères (dans les moisissures) et de grandes structures sporifères (pour les macrofungi).

On trouve les spores de nombreuses moisissures différentes dans l’air des locaux d’habitation et des lieux de travail non industriels; les plus courantes font généralement partie des espèces Cladosporium, Penicillium , Aspergillus et Eurotium . Certaines moisissures de l’air intérieur, telles que Cladosporium spp ., abondent à la surface des feuilles et sur d’autres parties des plantes à l’extérieur, en particulier en été. Cependant, bien que certaines spores contenues dans l’air intérieur puissent provenir du dehors, Cladosporium peut aussi se développer et produire des spores sur les surfaces humides à l’intérieur, et s’ajouter par conséquent à la charge biologique de l’air intérieur. On estime généralement que les différentes espèces de Penicillium prennent naissance à l’intérieur, comme Aspergillus et Eurotium . On trouve des levures dans la plupart des échantillons d’air intérieur, parfois même en grandes quantités. Les levures roses Rhodotorula ou Sporobolomyces prédominent dans la flore portée par le vent; on les trouve aussi sur les surfaces couvertes de moisissures.

Les bâtiments offrent toutes sortes d’abris dans lesquels peuvent se loger les éléments organiques morts qui servent de nutriment à la plupart des champignons et des bactéries et leur permettent de se développer et de produire leurs spores. On trouve ces nutriments dans des matériaux tels que le bois, le papier, la peinture et d’autres revêtements de surface, dans les tapis et les meubles rembourrés, dans la terre des plantes en pots, dans la poussière, dans les squames cutanées et les sécrétions des êtres humains et d’autres animaux, ainsi que dans les aliments, cuits ou crus. Champignons et bactéries s’y développeront s’ils y trouvent suffisamment d’humidité. Les bactéries ne peuvent pousser que sur des surfaces saturées ou dans l’eau des bacs de récupération et des réservoirs des installations CVC. Certaines moisissures nécessitent elles aussi des conditions proches de la saturation alors que d’autres, moins exigeantes, peuvent proliférer sur des matériaux humides, mais non saturés. La poussière est aussi un réceptacle possible; lorsqu’elle est suffisamment humide, elle peut favoriser le développement des moisissures et constituer une source importante de spores qui se mêlent à l’air lorsqu’on la déplace.

Les protozoaires

Les protozoaires tels qu’Acanthamœba et Nægleria sont des organismes unicellulaires microscopiques qui se nourrissent de bactéries et autres matières organiques présentes dans les humidificateurs, les réservoirs et les bacs de récupération des installations CVC. Des particules de ces protozoaires peuvent se trouver en suspension dans l’air et, semble-t-il, être à l’origine de la fièvre des humidificateurs.

Les composés organiques volatils d’origine microbienne

Les composés organiques volatils microbiens (COVM) sont extrêmement variés de par leur composition chimique et leur odeur. Certains sont constitués d’un grand nombre de micro-organismes, alors que d’autres se limitent à certaines espèces particulières. L’alcool dit du champignon — 1-octén-3-ol (qui a une odeur de champignons frais) — fait partie des composés organiques comprenant de nombreuses moisissures différentes. Parmi les autres composés volatils de moisissures moins courants, on trouve le 3,5-diméthyl-1,2,4-trithiolone (à l’odeur fétide), la géosmine, ou 1,10-diméthyl-trans -9-décalol (à odeur de terre), et le 6-pentyl-α-pyrone (à l’odeur de noix de coco ou de moisi). Parmi les bactéries, les espèces de Pseudomonas produisent des pyrazines à l’odeur de pomme de terre pourrie. L’odeur de chacun de ces micro-organismes est le produit d’un mélange complexe de COVM.

Bref historique des problèmes liés à la qualité microbiologique de l’air des locaux intérieurs

Il y a plus de cent ans que l’on procède à l’étude microbiologique de l’air des locaux d’habitation, des écoles et autres bâtiments. Les premiers travaux portaient en général sur la «pureté» microbiologique relative de l’air dans différents types de bâtiments, et sur le rapport qu’elle pouvait avoir avec le taux de mortalité de leurs occupants. En liaison avec l’intérêt que suscite depuis longtemps la propagation des agents pathogènes dans les hôpitaux, le développement d’appareils volumétriques modernes pour effectuer des prélèvements microbiologiques de l’air a conduit, durant les années quarante et cinquante, à étudier de façon systématique les micro-organismes présents dans l’air des hôpitaux, puis à entreprendre des recherches sur les moisissures allergènes connues contenues dans l’air des locaux d’habitation et des établissements publics ainsi que dans l’air extérieur. Au cours des années cinquante et soixante, d’autres travaux ont porté sur les maladies respiratoires d’origine professionnelle telles que le poumon du fermier, la maladie des travailleurs du malt et la byssinose des travailleurs du coton. Bien que le premier cas de fièvre des humidificateurs de type grippal détectée chez un groupe de travailleurs ait été décrit en 1959, ce n’est que dix à quinze années plus tard que de nouveaux cas ont été signalés. On ignore, aujourd’hui encore, la cause de cette affection, mais on suspecte, malgré l’absence de preuves formelles, certains micro-organismes qui pourraient être également à l’origine du syndrome des bâtiments malsains.

Bien que les propriétés allergènes des champignons soient bien connues, ce n’est qu’en 1988 que l’on a fait état de pathologies dues à l’inhalation de toxines fongiques sur un lieu de travail non industriel, en l’occurrence un hôpital du Québec (Mainville et coll., 1988). Les symptômes d’une fatigue extrême observés alors parmi le personnel furent mis sur le compte des mycotoxines trichothécène contenues dans les spores de Stachybotrys atra et de Trichoderma viride . Depuis lors, le «syndrome de fatigue chronique» dû à l’exposition à des poussières mycotoxiques a été diagnostiqué chez des professeurs et des employés d’un collège. Certaines de ces spores ont été à l’origine d’une pathologie suivie de séquelles de nature allergique ou de type toxicose (Johanning, Morey et Jarvis, 1993). D’autres études épidémiologiques ont montré que l’appareil respiratoire peut être affecté par un ou plusieurs facteurs non allergènes associés à des champignons. A cet égard, les mycotoxines produites par certaines espèces de moisissures peuvent jouer un rôle important, mais il est possible également que les troubles respiratoires constatés soient liés à certaines caractéristiques plus générales des champignons inhalés.

Les 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 établissent un lien entre les micro-organismes véhiculés dans l’air et certaines allergies telles que la dermatite allergique atopique, la rhinite, l’asthme, la fièvre des humidificateurs et l’alvéolite allergique extrinsèque (AAE), également connue sous le nom de pneumopathie d’hypersensibilité.

On considère généralement que les champignons présents dans les bioaérosols contenus dans l’air intérieur sont plus importants que les bactéries. Du fait qu’ils apparaissent sur les surfaces humides sous forme de taches de moisissure bien visibles, ils sont révélateurs des risques potentiels pour la santé que présente l’humidité dans un bâtiment. Le développement des moisissures contribue quantitativement et qualitativement à la constitution de la flore de moisissures qui ne se trouverait pas autrement dans l’air intérieur. De même que les bactéries Gram– et les actinomycètes, les champignons hydrophiles sont des indicateurs de sites à forte humidité (visible ou cachée) où la qualité de l’air intérieur est donc mauvaise. Il s’agit en particulier de Fusarium , de Phoma , de Stachybotrys , de Trichoderma , de Ulocladium et des levures et, plus rarement, de pathogènes opportunistes tels qu’Aspergillus fumigatus et Exophiala jeanselmei . De fortes concentrations de moisissures ayant divers degrés de xérophilie peuvent, du fait qu’elles ont de plus faibles besoins en eau, être le signe de sites d’amplification moins humides, mais néanmoins propices à leur développement. Les moisissures abondent dans la poussière domestique, et un grand nombre d’entre elles peuvent aussi être la marque d’une atmosphère poussiéreuse. Cela va des espèces Cladosporium légèrement xérophiles jusqu’aux espèces très xérophiles telles qu’Aspergillus penicillioides , Eurotium et Wallemia, en passant par des espèces modérément xérophiles telles qu’Aspergillus versicolor , Penicillium, P. aurantiogriseum et P. chrysogenum .

Les pathogènes fongiques sont rares dans l’air intérieur, mais A. fumigatus et certains autres micro-organismes opportunistes du type Aspergillus, capables d’envahir les tissus humains, peuvent se développer dans la terre des plantes en pots tandis qu’Exophiala jeanselmei peut se développer dans les canalisations. Bien que leurs spores et celles d’autres pathogènes opportunistes tels que Fusarium solani et Seudallescheria boydii soient inoffensives chez les personnes en bonne santé, elles peuvent être dangereuses pour celles qui présentent un déficit immunitaire.

Les champignons véhiculés par l’air sont une cause de maladies allergiques beaucoup plus importante que les bactéries, bien qu’il semble qu’en Europe, tout au moins, les allergènes fongiques soient moins nocifs à cet égard que le pollen, les acariens de la poussière domestique et les phanères animaux. On a vu qu’un grand nombre de champignons sont allergènes. Le tableau 44.14 énumère quelques champignons présents dans l’air intérieur qui sont le plus souvent cités comme facteurs de rhinite ou d’asthme. Certaines espèces d’Eurotium et d’autres moisissures extrêmement xérophiles de la poussière domestique jouent sans doute un rôle plus important dans l’étiologie des cas de rhinite et d’asthme qu’on ne le pensait jusqu’ici. La dermatite allergique due aux champignons est beaucoup moins fréquente que la rhinite et l’asthme que peuvent provoquer Alternaria , Aspergillus ou Cladosporium . Certains cas relativement rares d’alvéolite allergique extrinsèque ont été attribués à toute une série de champignons allant de la levure Sporobolomyces au macrofungus du bois pourri Serpula (voir tableau 44.15). On estime généralement que pour que se manifestent des symptômes d’AAE, il faut que l’individu ait été exposé à au moins un million de spores par m³ d’air, mais probablement à plus de cent millions de spores contenant des allergènes. De tels niveaux de contamination ne se produisent dans un bâtiment qu’en cas de croissance fongique extrêmement abondante.

Les bactéries contenues dans l’air intérieur ne sont en principe pas dangereuses, car la flore est généralement surtout composée des bactéries Gram+ présentes dans la peau et les voies aériennes supérieures. Toutefois, si le compte de ces bactéries est très élevé, cela signifie que les locaux sont surpeuplés et insuffisamment ventilés. La présence d’un grand nombre de bactéries Gram– ou d’actinomycètes dans l’air prouve qu’il y a dans le bâtiment des surfaces ou des matériaux très humides, des canalisations et, en particulier, des humidificateurs où ces micro-organismes prolifèrent. On a pu démontrer que certaines bactéries Gram– (ou les endotoxines extraites de leurs parois) provoquent les symptômes de la fièvre des humidificateurs. Dans certains cas, leur croissance dans les humidificateurs est telle qu’elle peut générer des aérosols contenant suffisamment de cellules allergènes pour être à l’origine de symptômes aigus d’AAE semblables à ceux d’une pneumonie grave (voir tableau 44.15).

Il est rare, mais néanmoins possible que des bactéries pathogènes telles que Mycobacterium tuberculosis qui sont présentes dans les noyaux de condensation de personnes infectées passent dans l’air recyclé et soient entraînées dans toutes les parties d’un milieu confiné. Bien que la bactérie pathogène Legionella pneumophila ait été isolée dans des humidificateurs et des systèmes de climatisation et de conditionnement d’air, la plupart des épidémies de légionellose ont été associées à des aérosols provenant de tours aéro-réfrigérantes ou de douches.

L’influence des modifications apportées à la conception des bâtiments

Au fil des ans, l’augmentation de la taille des bâtiments et le développement des systèmes de traitement de l’air (climatisation, etc.) se sont traduits par des changements à la fois quantitatifs et qualitatifs de la charge biologique de l’air dans les locaux professionnels. Au cours des vingt dernières années, la tendance à concevoir des bâtiments peu gourmands en énergie a conduit à construire des immeubles étanches à l’air qui favorisent la prolifération des micro-organismes et d’autres aérocontaminants. Dans des bâtiments aussi hermétiques, la vapeur d’eau, qui auparavant eût été refoulée à l’extérieur, se condense sur les surfaces froides, créant ainsi des milieux de prolifération microbienne. De plus, les installations CVC conçues uniquement dans un souci d’efficacité économique favorisent elles aussi le développement microbien et exposent les occupants des grands immeubles à des risques pour leur santé. Ainsi, les humidificateurs qui utilisent de l’eau recyclée sont vite contaminés et se transforment en générateurs de micro-organismes. Les brumisateurs d’eau produisent des aérosols chargés de micro-organismes; le fait de placer les filtres en amont et non en aval de ces sources de production microbienne favorise la transmission d’aérosols microbiens vers les locaux de travail. L’installation de prises d’air frais à proximité des tours aéro-réfrigérantes et d’autres sources de micro-organismes, ainsi que la difficulté d’accès aux systèmes de climatisation pour les travaux d’entretien, de nettoyage et de désinfection sont autant de défauts de conception qui peuvent constituer un danger pour la santé des occupants, exposés à d’importantes quantités de micro-organismes véhiculés par l’air.

Les méthodes d’évaluation de la qualité de l’air des locaux intérieurs

Les prélèvements de micro-organismes dans l’air

Lorsqu’on analyse la flore microbienne présente dans l’atmosphère d’un bâtiment pour tenter, par exemple, d’établir la cause des troubles dont se plaignent ses occupants, il importe de collecter des données objectives à la fois précises et fiables. Si l’on part du principe que l’état microbiologique de l’air intérieur devrait refléter celui de l’air extérieur (ACGIH, 1989), il y a lieu d’identifier avec précision les micro-organismes qu’il contient et de les comparer à ceux présents dans l’air extérieur au même moment.

Les échantillonneurs d’air

Les méthodes de prélèvement qui permettent, directement ou indirectement, de cultiver des bactéries et des champignons viables sur une gélose nutritive sont celles qui offrent les meilleures chances d’identifier les espèces présentes; ce sont elles, dès lors, qui sont le plus souvent utilisées. Le milieu gélosé est mis en incubation jusqu’à ce que les colonies se développent à partir des bioparticules piégées et qu’elles puissent être identifiées et comptées, ou repiquées sur d’autres milieux pour examen ultérieur. Les milieux gélosés nécessaires aux bactéries diffèrent de ceux des champignons et certaines bactéries, Legionella pneumophila , par exemple, ne peuvent être isolées que sur des milieux sélectifs spéciaux. Pour les champignons, il est recommandé d’utiliser deux milieux: l’un standard et un autre plus sélectif pour l’isolement des champignons xérophiles. L’identification, basée sur les caractéristiques brutes des colonies ou sur leurs caractéristiques microscopiques ou biochimiques, exige un personnel très qualifié et expérimenté.

Toute la panoplie des méthodes de prélèvement disponibles a fait l’objet de nombreux articles (Flannigan, 1992; Wanner et coll., 1993, par exemple) et il ne sera fait mention ici que des systèmes les plus couramment utilisés. On peut se contenter d’une évaluation sommaire en recueillant passivement des micro-organismes par sédimentation dans des boîtes de Pétri ouvertes contenant un milieu gélosé. Les résultats que l’on obtient ne sont pas volumétriques; ils sont fortement dépendants des turbulences atmosphériques et cette méthode favorise la collecte de grandes (lourdes) spores ou de grappes de spores/cellules. Il est donc préférable d’employer un échantillonneur d’air volumétrique. Les impacteurs dans lesquels les particules véhiculées par l’air entrent en collision avec une surface gélosée sont très utilisés. L’air traverse une fente pratiquée au-dessus d’une boîte de gélose en rotation (impacteur à fente) ou un disque perforé placé au-dessus de la boîte (impacteur à tamis). Les échantillonneurs à tamis à un étage sont très utilisés, mais certains chercheurs leur préfèrent l’échantillonneur d’Andersen à six étages. L’air passe en cascades successives à travers des orifices de plus en plus petits, et les particules se déposent sur six boîtes de gélose en fonction de leur diamètre aérodynamique. Après incubation de ces boîtes, il est possible de déterminer la taille des particules qui donnent lieu au développement des colonies et de préciser ainsi les sites de l’appareil respiratoire où les micro-organismes vont probablement se déposer. L’échantillonneur centrifuge de Reuter, d’usage courant, fonctionne selon un principe différent. L’accélération imprimée à l’air sous l’action des pales d’un ventilateur précipite les particules à grande vitesse sur la gélose déposée sur une bandelette plastique placée à l’intérieur du cylindre de l’appareil.

Une autre méthode de prélèvement consiste à collecter les micro-organismes sur un filtre à membrane à l’intérieur d’une boîte reliée à une petite pompe rechargeable de faible volume. L’appareil peut être fixé à la ceinture ou à un harnais de façon à recueillir un échantillon individuel pendant la durée d’une journée de travail. Ce prélèvement effectué, on ensemence de petites quantités de lavages du filtre, ainsi que des dilutions de ces lavages sur divers milieux gélosés qui sont ensuite incubés, et on compte alors les micro-organismes viables. Une variante de cette méthode est l’impacteur en milieu liquide, dans lequel les particules entraînées par l’air sont aspirées par des tuyères et recueillies dans le liquide. Une partie du liquide collecté et des dilutions préparées à partir de ce liquide sont traitées de la même manière que les prélèvements provenant des échantillonneurs à filtre.

Ces méthodes de prélèvement d’échantillons «viables» ont le grave défaut de n’évaluer que les organismes que l’on peut cultiver; or, ceux-ci peuvent ne représenter que 1 à 2% de l’ensemble de la flore aérienne. Il est possible, néanmoins, d’effectuer des comptages totaux (organismes viables et non viables) à l’aide d’impacteurs dans lesquels les particules sont recueillies sur des supports tournants à surface adhésive, sur une plaque de matière plastique ou encore sur la lame de verre du microscope des différents modèles d’impacteurs à fente. Les comptages se font au microscope, mais un petit nombre seulement de champignons peuvent être identifiés de cette manière, à savoir ceux qui ont des spores distinctives. Le prélèvement par filtration est utilisé pour l’évaluation des micro-organismes viables; c’est aussi un moyen de procéder à un comptage total. On peut colorer une partie des lavages ensemencés sur le milieu gélosé, puis compter les micro-organismes au microscope. On peut aussi, de la même manière, procéder à des comptages totaux à partir du liquide collecté par l’impacteur en milieu liquide.

Le choix de l’échantillonneur et la stratégie de prélèvement

Le choix de l’échantillonneur est largement fonction de l’expérience du chercheur, mais il est également motivé par des raisons à la fois qualitatives et quantitatives. Ainsi, les boîtes de gélose des impacteurs à un seul étage sont beaucoup plus facilement «surchargées» de spores pendant le prélèvement de l’échantillon que celles de l’échantillonneur à six étages, ce qui conduit à un envahissement des boîtes incubées et à d’importantes erreurs quantitatives et qualitatives lors de l’évaluation de la population véhiculée par l’air. La façon dont fonctionnent les échantillonneurs, leur temps de prélèvement et l’efficacité avec laquelle ils captent différents calibres de particules puis les extraient du flux d’air pour les recueillir sur une surface ou dans un liquide varient énormément. On ne peut comparer valablement les données obtenues par un chercheur utilisant un certain type d’échantillonneur à celles d’un autre expérimentateur se servant d’un modèle différent. La stratégie de prélèvement et le choix de l’échantillonneur sont essentiels. Il n’existe cependant pas de stratégie générale de prélèvement (Wanner et coll., 1993). L’un des grands problèmes qui se posent est celui de la répartition des micro-organismes dans l’air intérieur, qui varie constamment dans l’espace et dans le temps. Elle dépend en effet très largement du niveau d’activité dans le local étudié, surtout lorsqu’on y effectue des travaux de nettoyage ou de construction qui soulèvent de la poussière. C’est la raison pour laquelle on observe d’importantes variations dans les quantités recueillies durant des intervalles de temps relativement courts. A part les échantillonneurs à filtre et les impacteurs en milieu liquide qui peuvent fonctionner plusieurs heures durant, la plupart des échantillonneurs sont conçus pour capter l’échantillon en l’espace de quelques minutes seulement. Les échantillons devraient donc être prélevés dans toutes les conditions d’occupation et d’utilisation, y compris pendant les périodes de marche et d’arrêt des systèmes de CVC. Même si des prélèvements répétés peuvent révéler toute la gamme des concentrations de spores viables se trouvant dans un environnement intérieur donné, il n’est pas possible d’évaluer de façon satisfaisante la façon dont les individus sont exposés aux micro-organismes dans cet environnement. Même les échantillons prélevés pendant une journée de travail entière grâce à un échantillonneur individuel à filtre n’en donneront pas une image exacte, car ils ne fournissent qu’une valeur moyenne et n’indiquent pas les pics d’exposition.

Les recherches épidémiologiques ont montré qu’il peut exister, en plus des effets bien connus de quelques allergènes, des facteurs non allergènes associés aux champignons qui affectent la santé respiratoire. Les mycotoxines produites par certaines espèces de moisissures peuvent jouer un grand rôle, mais il est possible aussi que d’autres facteurs de caractère général soient impliqués. On peut donc prévoir que les recherches sur la contamination fongique de l’air intérieur se feront dorénavant selon la démarche suivante: 1) détermination des espèces allergènes et toxicogènes présentes, en procédant à l’échantillonnage des champignons viables; et 2) mesurage de la quantité totale de champignons à laquelle chaque individu est exposé dans un milieu professionnel donné. Comme on l’a vu, on pourrait obtenir ce genre d’information par des comptages totaux effectués tout au long d’une journée de travail. Il est toutefois probable que, dans un proche avenir, on fera sans doute plus largement appel aux méthodes récemment développées pour le dosage du 1,3-β-glucan ou de l’ergostérol (Miller, 1993). Ces deux substances sont des composants structurels des champignons; elles donnent donc la mesure de leur quantité (leur biomasse, par exemple). Un lien a été mis en évidence entre les niveaux de 1,3-β-glucan dans l’air intérieur et les symptômes du syndrome des bâtiments malsains (Miller, 1993).

Les normes et les directives

Bien qu’un certain nombre d’organismes aient établi un classement des niveaux de contamination de l’air et de la poussière des locaux intérieurs (voir tableau 44.16), les difficultés de prélèvement et d’analyse font que l’on hésite, avec quelque raison, à fixer des normes chiffrées ou des valeurs de référence. On a déjà relevé que le nombre des particules microbiennes véhiculées par l’air dans les bâtiments climatisés est en général nettement inférieur à ce qu’il est à l’extérieur, et que l’écart est moins marqué entre les bâtiments à ventilation naturelle et l’air extérieur. La Conférence américaine des hygiénistes gouvernementaux du travail (American Conference of Gouvernmental Industrial Hygienists) (ACGIH, 1989) recommande d’utiliser l’ordre d’importance des espèces fongiques de l’air intérieur et de l’air extérieur pour interpréter les données fournies par les prélèvements d’air. Le fait que certaines moisissures soient présentes ou prépondérantes dans l’air intérieur, alors qu’elles ne le sont pas à l’extérieur, pourra permettre de déceler un problème à l’intérieur d’un bâtiment. Par exemple, l’abondance dans l’air intérieur de moisissures hydrophiles telles que Stachybotrys atra est presque toujours le signe d’un site d’amplification très humide.

LA RÉGLEMENTATION, LES RECOMMANDATIONS, LES DIRECTIVES ET LES NORMES

María José Berenguer

Les méthodes et les critères

L’élaboration de directives et de normes applicables à l’air des locaux intérieurs est le fruit de politiques proactives menées par les organismes compétents. Dans la pratique, ces tâches sont réparties entre les nombreux services responsables de la lutte antipollution, de la protection de la santé publique, de la sécurité des produits et du contrôle de l’application de la réglementation en matière d’hygiène du travail, de police des constructions, etc.

L’objectif de la réglementation est de combattre la pollution de l’air intérieur. Ce but peut être atteint en contrôlant les sources de pollution existantes, en diluant l’air intérieur dans de l’air extérieur et en vérifiant la qualité du mélange qui en résulte. Il faut pour cela que des limites précises soient fixées pour chacun des polluants présents.

Quel que soit le polluant considéré, sa concentration dans l’air intérieur est le résultat d’un équilibre pondéral exprimé par l’équation:

où:

C_i = concentration du polluant dans l’air intérieur (en mg/m³);

Q = taux d’émission (en mg/h);

V = volume de l’espace intérieur (en m³);

C_o = concentration du polluant dans l’air extérieur (en mg/m³);

n = taux de ventilation (nombre de renouvellements de l’air intérieur) par heure;

a = taux d’élimination du polluant par heure.

On observe généralement, dans des conditions statiques, que la concentration d’un polluant dépend, d’une part, de la quantité de polluant mis en suspension dans l’air à partir de la source de contamination et de sa concentration dans l’air extérieur et, d’autre part, des différents mécanismes d’élimination du polluant. Ces mécanismes comprennent la dilution du polluant considéré et sa «disparition» avec le temps. Toute réglementation, recommandation, directive et norme visant à limiter la pollution devra tenir compte de ces deux phénomènes.

Le contrôle des sources de pollution

L’un des meilleurs moyens d’abaisser la concentration d’un polluant dans l’air intérieur est de contrôler ses sources d’émission à l’intérieur du bâtiment, à savoir les matériaux de construction, les éléments de décoration, les activités qui s’y déroulent et les occupants eux-mêmes.

Si l’on considère qu’il est nécessaire de réglementer les émissions de polluants dues aux matériaux de construction utilisés, il existe des normes qui limitent la teneur des composés nocifs dans ces matériaux. Certains de ces composés sont cancérogènes; c’est le cas du formaldéhyde, du benzène, de certains pesticides, de l’amiante, des fibres de verre, notamment.

Un autre moyen de contrôler ces émissions est de fixer des normes d’émission. Cette solution présente toutefois de nombreuses difficultés pratiques; les principales tiennent au fait que l’on n’est pas encore parvenu à s’entendre sur la façon de procéder pour mesurer ces émissions, que l’on connaît encore mal leurs effets sur la santé et le confort des occupants et qu’il est souvent très difficile d’identifier et de quantifier les centaines de composés qui peuvent être émis par les matériaux incriminés. L’un des moyens d’établir des normes d’émission est de fixer un niveau de concentration acceptable du polluant considéré et de calculer un taux d’émission qui tienne compte des conditions ambiantes — température, taux d’humidité, taux de renouvellement de l’air, coefficient d’occupation, etc., — c’est-à-dire qui soit représentatif de la manière dont le produit considéré est mis en œuvre. La principale critique qu’a suscité cette méthode est que des produits différents peuvent générer un même polluant. Les normes d’émissions sont généralement établies sur la base d’analyses effectuées dans des atmosphères contrôlées et dans des conditions parfaitement définies. Des directives existent pour l’Europe (COST Project 613, 1989, 1991) et les Etats-Unis (ASTM, 1989). Les critiques dont elles font habituellement l’objet sont: 1) qu’il est difficile d’avoir des données comparatives; et 2) qu’elles ne résolvent pas les problèmes que posent les espaces intérieurs où les polluants sont émis de façon sporadique.

En ce qui concerne les activités qui peuvent se dérouler dans un bâtiment, l’accent principal devrait être mis sur la maintenance intérieure. Le contrôle peut revêtir ici la forme d’une réglementation précisant la façon dont certaines opérations doivent être exécutées — à l’instar des recommandations sur l’usage des pesticides ou sur les limites d’exposition au plomb ou à l’amiante lors de la rénovation ou de la démolition d’un bâtiment.

La fumée de tabac imputable aux occupants d’un bâtiment est une cause particulièrement fréquente de pollution de l’air intérieur; elle mérite d’être traitée séparément. De nombreux pays ont promulgué des lois de portée nationale qui interdisent de fumer dans certains lieux publics tels que les restaurants ou les théâtres, alors que, souvent, d’autres dispositions l’autorisent dans des secteurs bien délimités.

Lorsque des interdictions d’emploi frappent certains composés ou certains matériaux, elles sont faites sur la base de ce que l’on sait de leurs effets nocifs probables sur la santé, effets que l’on connaît plus ou moins bien en ce qui concerne les concentrations que l’on rencontre habituellement à l’intérieur. Une autre difficulté tient au fait que l’on ne connaît pas très bien non plus les propriétés des composés qui pourraient leur être substitués.

L’élimination des polluants

Il est parfois impossible d’éviter les émissions de certains polluants. C’est le cas, par exemple, lorsque ces émissions proviennent des occupants du bâtiment (émissions de dioxyde de carbone et de bioeffluents, présence de matériaux aux propriétés incontrôlables, tâches quotidiennes, etc.). La seule façon de diminuer la pollution consiste dans ces cas à recourir à des systèmes de ventilation et à divers autres moyens pour purifier l’air intérieur.

La ventilation est l’une des méthodes les plus couramment utilisées pour diminuer la concentration de polluants dans les espaces intérieurs. Néanmoins, la nécessité d’économiser l’énergie exige qu’on limite le plus possible les prises d’air extérieur dont on a besoin pour renouveler l’air intérieur. Il existe à cet effet des normes qui fixent des taux de ventilation minimaux en fonction du volume d’air intérieur qui doit être renouvelé chaque heure à partir de l’extérieur, ou qui définissent un volume d’air minimal par occupant ou par m³, ou encore qui considèrent la concentration du dioxyde de carbone en tenant compte des différences entre les secteurs où il y a des fumeurs et ceux où il n’y en a pas. Pour les bâtiments qui sont ventilés naturellement, des recommandations minimales ont été établies pour différents points du bâtiment, les fenêtres, par exemple.

Parmi les références les plus souvent citées par la majorité des normes existantes, aussi bien au niveau national qu’international, même si elles ne sont pas légalement obligatoires, il y a lieu de mentionner les normes que la Société américaine des ingénieurs en chauffage, réfrigération et climatisation (American Society of Heating, Refrigerating and Air-Conditioning Engineers (ASHRAE)) a mis au point à l’intention des milieux professionnels pour la conception de leurs installations. Ainsi, la norme ASHRAE-62-1989 (ASHRAE, 1989) spécifie le débit d’air minimal nécessaire à la ventilation d’un bâtiment et la qualité que doit avoir l’air intérieur pour préserver la santé des occupants. Pour le dioxyde de carbone (composé que la plupart des auteurs ne considèrent pas comme un polluant du fait de son origine humaine, mais que l’on utilise comme indicateur de la qualité de l’air intérieur pour contrôler le bon fonctionnement des systèmes de ventilation), la norme fixe une limite de 1 000 ppm pour satisfaire les critères de confort (odeur). Elle précise également le niveau de qualité de l’air extérieur requis pour le renouvellement de l’air intérieur.

Lorsque la source de la contamination — qu’elle soit intérieure ou extérieure — est difficile à éliminer et qu’il faut recourir à une installation spéciale, il existe des normes de rendement, comme celles qui fixent la méthode à suivre pour contrôler la performance d’un type donné de filtre.

L’application des normes d’hygiène du travail à la définition de la 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 précises visant certains polluants (tels que le dioxyde de carbone, le monoxyde de carbone, le formaldéhyde, les composés organiques volatils, le radon, etc.), mais elles peuvent l’être aussi sur les normes que l’on utilise couramment en hygiène du travail et qui concernent exclusivement les environnements industriels. Elles ont été conçues, avant tout, pour protéger les travailleurs des effets les plus graves des polluants — comme l’irritation des muqueuses ou des voies aériennes supérieures — et pour éviter des intoxications accompagnées d’effets systémiques. C’est la raison pour laquelle de nombreux auteurs, lorsqu’ils traitent de l’environnement intérieur, utilisent comme valeurs de référence les limites d’exposition pour les environnements industriels fixées par l’ACGIH. Ces limites sont des seuils à ne pas dépasser pour des journées de travail de huit heures et des semaines de travail de quarante heures.

On utilise des coefficients numériques pour adapter ces seuils à l’environnement intérieur. Les limites applicables à l’industrie sont généralement réduites dans un rapport de 1:2, de 1:10 ou même de 1:100, selon le type d’effet sur la santé et la population concernée. Plusieurs raisons expliquent cette façon de procéder. Les personnes qui travaillent dans un environnement non industriel sont exposées simultanément à de faibles concentrations de plusieurs composés chimiques, et cela, dans des proportions que l’on ne connaît généralement pas, mais qui pourraient avoir un effet de potentialisation difficile à maîtriser. Dans les environnements industriels, par contre, il est généralement admis que les substances dangereuses à contrôler sont connues et en nombre souvent limité, même si leurs concentrations sont d’ordinaire beaucoup plus élevées.

En outre, dans de très nombreux pays, les sites industriels sont surveillés et l’on veille au respect des normes établies, ce qui n’est que rarement le cas pour les environnements non industriels; il peut donc se faire que l’on utilise à l’occasion, dans ceux-ci, des produits donnant naissance à des concentrations élevées sans qu’un contrôle d’ambiance ne permette de déterminer les niveaux d’exposition réels. Par ailleurs, les risques propres aux activités industrielles sont connus ou devraient l’être, et des mesures sont prises pour les diminuer ou les contrôler. Les travailleurs intéressés en sont informés, et les moyens leur sont donnés de réduire ces risques et de se prémunir contre eux. De plus, les travailleurs de l’industrie sont généralement des adultes en bonne santé et en bonne condition physique, alors que le reste de la population compte des individus souffrant de troubles pathologiques ou de handicaps d’un type ou d’un autre. Dans un bureau, par exemple, la plupart des tâches peuvent être effectuées par des gens dont les capacités physiques sont réduites ou par des personnes sensibles aux allergènes qui seraient dans l’incapacité de travailler dans maints environnements industriels. Enfin, on l’a déjà noté, les limites d’exposition, comme beaucoup d’autres normes professionnelles, sont calculées sur la base d’une exposition de huit heures par jour et de quarante heures par semaine, ce qui représente moins du quart du temps d’exposition d’une personne qui resterait continuellement dans le même environnement ou serait exposée à la même substance pendant toute la semaine, c’est-à-dire durant 168 heures. Les valeurs de référence établies pour l’industrie reposent sur des données qui tiennent compte d’expositions hebdomadaires et de périodes de non-exposition de 16 heures par jour et de 64 heures pendant les fins de semaine, ce qui rend toute extrapolation très difficile sur la base de ces données.

Plusieurs auteurs en sont donc arrivés à la conclusion que, pour pouvoir appliquer les normes d’hygiène du travail à l’évaluation de l’air intérieur, les valeurs de référence valables pour l’air des locaux non industriels devraient comporter une large imprécision. La norme ASHRAE-62-1989 recommande par conséquent de tabler, pour les polluants chimiques intérieurs qui n’ont pas encore de valeur de référence agréée, sur des concentrations représentant un dixième seulement des limites d’exposition correspondantes préconisées par l’ACGIH pour les environnements industriels.

Pour les contaminants biologiques, toutefois, il n’existe pas encore de critères techniques d’évaluation applicables aux environnements industriels ou aux espaces intérieurs. Cela tient sans doute à la nature des contaminants biologiques dont les caractéristiques sont très variables, ce qui rend difficile l’établissement de critères d’évaluation applicables en toutes circonstances. Ces caractéristiques sont notamment la capacité de reproduction de l’organisme considéré, le fait que les mêmes espèces microbiennes peuvent présenter des degrés de pathogénicité différents ou que des modifications de certains facteurs environnementaux (tels que la température ou l’humidité) peuvent affecter leur présence dans un environnement donné. En dépit de ces difficultés, le Comité des bioaérosols de l’ACGIH a élaboré des directives permettant d’évaluer ces agents biologiques dans les environnements intérieurs (ACGIH, 1989). Les protocoles préconisés par ces directives portent sur les méthodes et les stratégies d’échantillonnage, les procédures d’analyse et l’interprétation des résultats; elles comprennent également un certain nombre de recommandations quant aux mesures correctives à mettre en œuvre lorsque des données médicales ou cliniques dénotent l’existence de pathologies telles que la fièvre des humidificateurs, la pneumonie d’hypersensibilité ou des allergies liées aux contaminants biologiques. Elles peuvent aussi être appliquées lorsqu’un prélèvement est nécessaire pour établir l’importance relative de chacune des sources de bioaérosols déjà identifiés ou pour corroborer une hypothèse médicale. Ces directives ne recommandent pas d’effectuer des prélèvements de routine pour détecter les bioaérosols dans l’air.

Les normes et les directives existantes

Des organisations internationales comme l’Organisation mondiale de la santé (OMS), des pays tels que les Etats-Unis ou le Canada, notamment, et des organismes privés tels que l’ASHRAE ont établi des directives et des normes d’exposition. Pour sa part, l’Union européenne (UE) a présenté, par l’intermédiaire du Parlement européen, une résolution sur la qualité de l’air dans les espaces intérieurs, qui reconnaît la nécessité pour la Commission européenne de proposer aussitôt que possible des directives spécifiques incluant:

1. une liste des substances à interdire ou à réglementer, tant pour la construction que pour l’entretien des bâtiments;
2. des normes de qualité applicables aux différents types d’environnements intérieurs;
3. des prescriptions pour la conception, la construction, la gestion et la maintenance des installations de climatisation et de ventilation;
4. des normes minimales pour l’entretien des bâtiments ouverts au public.

De nombreux composés chimiques ont des odeurs et des propriétés irritantes à des concentrations qui, dans l’état actuel des connaissances, ne présentent pas de danger pour les occupants d’un bâtiment, mais qui peuvent être ressenties comme incommodantes par de nombreuses personnes. Les valeurs de référence adoptées tiennent généralement compte de cette éventualité.

Etant donné qu’il n’est pas recommandé d’appliquer les normes de l’hygiène du travail au contrôle de l’air intérieur sans certains facteurs de correction, il est souvent préférable de s’en tenir aux valeurs de référence contenues dans les directives et les normes qui visent la qualité de l’air ambiant. L’Agence pour la protection de l’environnement (Environmental Protection Agency (EPA)), aux Etats-Unis, a établi, pour l’air ambiant, des normes qui devraient assurer une marge de sécurité suffisante pour la population en général (normes primaires) et même pour son bien-être (normes secondaires). Ces valeurs de référence constituent un guide général utile en matière de qualité acceptable pour l’air d’un espace intérieur donné; certaines normes, telles que ASHRAE-62-1989, les utilisent comme critères de qualité pour le renouvellement de l’air dans un bâtiment clos. Le tableau 44.17 indique ces valeurs de référence pour le dioxyde de soufre, le monoxyde de carbone, le dioxyde d’azote, l’ozone, le plomb et les matières particulaires.

L’OMS, de son côté, a émis certaines directives de base pour assurer la protection de la santé publique contre les effets nocifs de la pollution atmosphérique et pour éliminer ou réduire le plus possible les émissions de polluants que l’on sait ou que l’on suspecte être dangereux pour la santé de l’être humain ou nuisibles à son bien-être (OMS, 1987). Ces directives ne font pas de distinction entre les différents types d’exposition considérés et elles couvrent donc les expositions extérieures, aussi bien que celles des locaux intérieurs. Les tableaux 44.18 et 44.19 mentionnent les valeurs que propose l’OMS (1987) pour les substances non cancérogènes, en distinguant entre celles qui sont nocives et celles qui ne causent qu’une sensation d’inconfort.

En ce qui concerne le radon, on trouvera au tableau 44.20 les valeurs de référence et les recommandations émanant de différents organismes. C’est ainsi que l’EPA propose une série d’interventions graduelles lorsque les niveaux de radon dans l’air intérieur dépassent 4 pCi/litre (150 Bq/m³) et donne une indication quant aux délais dans lesquels il convient de réduire ces niveaux. L’Union européenne, sur la base d’un rapport présenté en 1987 par un groupe de travail de la Commission internationale de protection radiologique (CIPR), recommande de son côté une concentration limite annuelle moyenne pour le radon, en distinguant entre les bâtiments existants et les constructions neuves. L’OMS, quant à elle, a fondé ses recommandations en tenant compte d’une exposition aux produits de désintégration du radon exprimée sous la forme d’une concentration d’équivalent équilibré de radon (EER) et de l’augmentation du risque de contracter un cancer comprise entre 0,7 × 10^-4 et 2,1 × 10^-4 pour une exposition égale à 1 Bq/m³ EER pendant la vie entière.

RÉFÉRENCES BIBLIOGRAPHIQUES

American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH), 1989: Guidelines for the Assessment of Bioaerosols in the Indoor Environment (Cincinnati).

American Society for Testing Materials (ASTM), 1989: Standard Guide for Small-scale Environmental Determinations of Organic Emissions from Indoor Materials Products (Atlanta).

American Society of Heating, Refrigerating and Air-Conditioning Engineers (ASHRAE), 1989: Ventilation for Acceptable Indoor Air Quality (Atlanta).

Brownson, R.C., Alavanja, M.C. et Hock, E.T., 1993: «Reliability of passive smoke exposure histories in a case-control study of lung cancer», International Journal of Epidemiology , vol. 22, n^o 5, pp. 804-808.

Brownson, R.C., Alavanja, M.C., Hock, E.T. et Loy, T.S., 1992. «Passive smoking and lung cancer in nonsmoking women», American Journal of Public Health , vol. 82, n^o 11, pp. 1525-1530.

Brunnemann, K.D. et Hoffmann, D., 1974: «The pH of tobacco smoke», Food and Cosmetics Toxicology , vol. 12, n^o 1, pp. 115-124.

—. 1991: «Analytical studies on tobacco-specific N-nitrosamines in tobacco and tobacco smoke», Critical Reviews in Toxicology , vol. 21, n^o 4, pp. 235-240.

Centre international de recherche sur le cancer (CIRC), 1986: «Tobacco smoking», IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogeniv Risks to Humains and Supplements to the Monographs, vol. 38 (Lyon).

—. 1987a: «Bis(chloromethyl) ether and chloromethyl methyl ether», dans Some Aromatic Amines, Hydrazine and Related Substances, N-Nitroso Compounds and Miscellaneous Alkylating Agents (vol. 4, 1974), dans ibid .; et supplément n^o 7: Overall Evaluation of Carcinogenicity: An Updating of IARC Monographs, Volumes 1 to 42 (Lyon).

—. 1987b: «Coke production», dans Polynuclear Aromatic Coumpounds. Part 3: Industrial Exposures in Aluminium Production, Coal Gasification, Coke Production, and Iron and Steel Founding, dans IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogeniv Risks to Humans and Supplements to the Monographs, op. cit. (vol. 34, 1984); et supplément n^o 7, ibid. (Lyon).

—. 1987c: «Environmental Carcinogens. Methods of Analysis and Exposure measurement: Volume. 9: Passive smoking», IARC Scientific Publications No 81 (Lyon).

—. 1987d: «Nickel and nickel compounds», dans Cadmium, Nickel, Some Epoxides, Miscellaneous Industrial Chemicals and General Considerations on Volatile Anaesthetics, dans IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogeniv Risks to Humans and Supplements to the Monographs, op. cit. (vol. 11, 1976); et supplément n^o 7: Overall Evaluation of Carcinogenicity: An Updating of IARC Monographs, Volumes 1 to 42 , op.cit (Lyon).

—. 1987e: Overall Evaluation of Carcinogenicity: An Updating of IARC Monographs, Volumes 1 to 42, dans IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogeniv Risks to Humans and Supplements to the Monographs, supplément n^o 7 (Lyon).

COST Project 613, 1989: «Formaldehyde emissions from wood based materials: Guideline for the establishment of steady state concentrations in test chambers», rapport n^o 2, dans ECA Indoor Air Quality and its Impact on Man (Luxembourg, Office for Official Publications of the European Community).

—. 1991: «Guideline for the characterization of volatile organic compounds emitted from indoor materials and products using small test chambers», rapport n^o 8, ibid.

Environmental Protection Agency (EPA), 1992: Respiratory Health Effects of Passive Smoking: Lung Cancer and Other Disorders (Washington, DC).

—. 1993: National primary and secondary ambient air quality standards», Code of Federal Regulations, Title 40, Chapter I, Subchapter C, Part 50 (Washington, DC, Office of the Federal Register).

Eudy, L.W., Thorne, F.A., Heavner, D.K., Green, C.R. et Ingebrethsen, B.J., 1986: «Studies on the vapour-particulate phase distribution of environmental nicotine by selective trapping and detection methods», dans Proceedings of the 79th Annual Meeting of the Air Pollution Control Association, Pittsburgh, Pennsylvania, June, pp. 2-14.

Feeley, J.C., 1988: «Legionellosis: Risk associated with building design», dans R.B. Kundsin (directeur de publication): Architectural Design and Indoor Microbial Pollution (Oxford, Oxford University Press).

Flannigan, B., 1992: «Indoor microbiological pollutants — sources, species, characterisation: An evaluation», dans H. Knöppel et P. Wolkoff (directeurs de publication): Chemical, Microbiological, Health and Comfort Aspects of Indoor Air Quality — State of the Art in SBS (Dordrecht, Kluwer).

—. 1993. «Approaches to the assessment of microbial flora of buildings», Environments for People: IAQ ’92 (Atlanta, ASHRAE).

Freixa, A., 1993: Calidad del Aire: Gases Presentes a Bajas Concentraciones en Ambientes Cerrados (Madrid, Instituto Nacional de Seguridad e Higiene en el Trabajo).

Gomel, M., Oldenburg, B., Simpson, J.M. et Owen, N., 1993: «Work-site cardiovascular risk reduction: A randomized trial of health risk assessment, education, counselling, and incentives», American Journal of Public Health , vol. 83, n^o 9, pp. 1231-1238.

Guerin, M.R., Jenkins, R.A. et Tomkins, B.A., 1992: The Chemistry of Environmental Tobacco Smoke: Composition and Measurement (Chelsea, Michigan, Lewis).

Hammond, S.K., Coghlin, J., Gann, P.H., Paul, M., Taghizadeh, K., Skipper, P.L. et Tannenbaum, S.R., 1993: «Relationship between environmental tobacco smoke exposure and carcinogen-hemoglobin adduct levels in nonsmokers», Journal of the National Cancer Institute , vol. 85, n^o 6, pp. 474-478.

Hecht, S.S., Carmella, S.G., Murphy, S.E., Akerkar, S., Brunnemann, K.D. et Hoffmann, D., 1993: «A tobacco-specific lung carcinogen in the urine of men exposed to cigarette smoke», New England Journal of Medicine , vol. 329, n^o 21, pp. 1543-1546.

Heller, W.D., Sennewald, E., Gostomzyk, J.G., Scherer, G. et Adlkofer, F., 1993: «Validation of ETS-exposure in a representative population in Southern Germany», Indoor Air Publ. Conf. , vol. 3, pp. 361-366.

Hilt, B., Langard, S., Andersen, A. et Rosenberg, J., 1985: «Asbestos exposure, smoking habits, and cancer incidence among production and maintenance workers in an electrochemical plant», American Journal of Industrial Medicine , vol. 8, n^o 6, pp. 565-577.

Hoffmann, D. et Hecht, S.S., 1990: «Advances in tobacco carcinogenesis», dans C.S. Cooper et P.L. Grover (directeurs de publication): Handbook of Experimental Pharmacology (New York, Springer).

Hoffmann, D. et Wynder, E.L., 1976: «Smoking and occupational cancers», Preventive Medicine , vol. 5, n^o 2, pp. 245-261.

Johanning, E., Morey, P.R. et Jarvis, B.B., 1993: «Clinical-epidemiological investigation of health effects caused by Stachybotrys atra building contamination», dans Proceedings of the 6th International Conference on Indoor Air Quality and Climate (Helsinki).

Kabat, G.C. et Wynder, E.L., 1984: «Lung cancer in nonsmokers», Cancer , vol. 53, n^o 5, pp. 1214-1221.

Luceri, F., Peiraccini, G., Moneti, G. et Dolara, P., 1993: «Primary aromatic amines from side-stream cigarette smoke are common contaminants of indoor air», Toxicology and Industrial Health , vol. 9, n^o 3, pp. 405-413.

Mainville, C., Auger, P.L., Smorgawiewicz, W., Neculcea, D., Neculcea, J. et Levesque, M., 1988: «Mycotoxines et syndrome d’extrême fatigue dans un hôpital», dans B. Petterson et T. Lindvall (directeurs de publication): Healthy Buildings ‘88: State of the Art Review , vol. 2 (Stockholm, Swedish Council for Building Research).

Masi, M.A., Hanley, J.A., Ernst, P. et Becklake, M.R., 1988: «Environmental exposure to tobacco smoke and lung function in young adults», American Review of Respiratory Disease , vol. 138, n^o 2, pp. 296-299.

McLaughlin, J.K., Dietz, M.S., Mehl, E.S. et Blot, W.J., 1987: «Reliability of surrogate information on cigarette smoking by type of informant», American Journal of Epidemiology , vol. 126, n^o 1, pp. 144-146.

McLaughlin, J.K., Mandel, J.S., Mehl, E.S. et Blot, W.J., 1990: «Comparison of next of kin with self-respondents regarding question on cigarette, coffee and alcohol consumption», Epidemiology , vol. 1, n^o 5, pp. 408-412.

Medina, E., Medina, R. et Kaempffer, A.M., 1988: «Effects of domestic smoking on the frequency of infantile respiratory diseases», Revista Chilena de Pediatría , vol. 59, pp. 60-64.

Miller, J.D., 1993: «Fungi and the building engineer», Environments for People: IAQ ’92 (Atlanta, ASHRAE).

Morey, P.R., 1993a: «Microbiological events after a fire in a high-rise building», dans Proceedings of the 6th International Conference on Indoor Air Quality and Climate (Helsinki).

—. 1993b: «Use of hazard communication standard and general duty clause during remediation of fungal contamination», ibid .

Nathanson, T., 1993: Indoor Air Quality in Office Buildings: A Technical Guide (Ottawa, Federal-Provincial Advisory Committee on Environmental and Occupational Health).

New York City Department of Health, 1993: Guidelines on Assessment and Remediation of Stachybotrys atra in Indoor Environments (New York).

Organisation mondiale de la santé (OMS), 1987: Air Quality Guidelines for Europe , European Series No. 23 (Copenhague, Bureau de l’Europe).

Pershagen, G., Wall, S., Taube, A. et Linnman, I., 1981: «On the interaction between occupational arsenic exposure and smoking and its relationship to lung cancer», Scandinavian Journal of Work, Environment and Health , vol. 7, n^o 4, pp. 302-309.

Riedel, F., Bretthauer, C. et Rieger, C.H.L., 1989: «Effect of passive smoking on bronchial reactivity in school children» (en allemand), Pneumologie , vol. 43, n^o 3, pp. 164-168.

Saccomanno, G., Huth, G.C., Auerbach, O. et Kuschner, M., 1988: «Relationship of radioactive radon daughters and cigarette smoking in genesis of lung cancer in uranium miners», Cancer , vol. 62, n^o 7, pp. 1402-1408.

Sorenson, W.G., 1989: «Health impact of mycotoxins in the home and workplace: An overview», dans C.E. O’Rear et G.C. Llewellyn (directeurs de publication): Biodeterioration Research 2 (New York, Plenum).

Swedish Work Environment Fund, 1988: To Measure or to Take Direct Remedial Action? Investigation and Measurement Strategies in the Working Environment (Stockholm).

US National Research Council, 1986: Environmental Tobacco Smoke: Measuring Exposures and Assessing Health Effect (Washington, DC, National Academy of Sciences).

US Surgeon General, 1985: The Health Consequences of Smoking: Cancer and Chronic Lung Disease in the Workplace (Washington, DC, DHHS (PHS)).

—. 1986: The Health Consequences of Involuntary Smoking (Washington, DC, DHHS (CDC)).

Wald, N.J., Boreham, J., Bailey, A., Ritchie, C., Haddow, J.E. et Knight, J., 1984: «Urinary cotinine as marker of breathing other people’s tobacco smoke», The Lancet , vol. 1, n^o 8370, pp. 230-231.

Wanner, H., Verhoeff, A., Colombo, A., Flannigan, B., Gravesen, S., Mouilleseaux, A., Nevalainen, A., Papadakis, J. et Seidel, K., 1993: «Biological particles in indoor environments», dans ECA Indoor Air Quality and its Impact on Man, op. cit.

White, J.R. et Froeb, H.F., 1980: «Small-airways dysfunction in nonsmokers chronically exposed to tobacco smoke», New England Journal of Medicine , vol. 302, n^o 13, pp. 720-723.

RÉFÉRENCES COMPLÉMENTAIRES

Berenguer, M.J., 1991: Sindrome del Edificio Enfermo: Factores de Riesgo (Madrid, Instituto Nacional de Seguridad e Higiene en el Trabajo).

Berenguer, M.J., Guardino, X., Hernández, A., Martí, M.C., Nogareda, C. et Solé, M.D., 1994: El Sindrome del Edificio Enfermo. Guia para su Evaluación (Madrid, Instituto Nacional de Seguridad e Higiene en el Trabajo).

Centre international de recherche sur le cancer (CIRC), 1993: «Environmental Carcinogens: Methods of Analysis and Exposure Measurement — vol. 12: Indoor Air Contaminants», IARC Scientific Publications No. 109 (Lyon).

Department of the Environment, 1993: Urban Air Quality in the United Kingdom (Londres).

Dudney, C.S. et Copenhaver, E.D., 1983: «The elements of indoor air quality», dans P.J. Walsh, C.S. Dudney et E.D. Copenhaver (directeurs de publication): Indoor Air Quality (Boca Raton, Floride, CRC Press).

Fanger, P.O., 1990: «Indoor air quality perceived by human beings», dans D.M. Weekes et R.B. Gammage (directeurs de publication): The Practitioner’s Approach to Indoor Air Quality Investigations: Proceedings, Indoor Air Quality International Symposium (Akron, Ohio, American Industrial Hygiene Association).

Godish, T., 1989: Indoor Air Pollution Control (Chelsea, Michigan, Lewis).

—. 1991: Air Quality (Chelsea, Michigan, Lewis).

Guardino, X., 1984: Toma de Muestra de Gases y Vapores con Bolsa. Norma General (Madrid, Instituto Nacional de Seguridad e Higiene en el Trabajo).

Knöppel, H. et Wolkoff, P., 1992: Chemical, Microbiological, Health and Comfort Aspects of Indoor Air Quality — State of the Art in SBS (Dordrecht, Kluwer).

Lewis, R.G. et Wallace, L., 1989: «Workshop: Instrumentation and methods for measurement of indoor air quality and related factors», dans N.L. Nageda et J.P. Harper (directeurs de publication): Design and Protocol for Monitoring Indoor Air Quality (Philadelphie, ASTM).

Morey, P.R. et Feeley, J.C., 1990: «The landlord, tenant, and investigator: Their needs, concerns, and viewpoints», dans J.C. Feeley et J.A. Otten (directeurs de publication): Biological Contaminants in Indoor Environments (Philadelphie, ASTM).

Nageda, N.L., Rector, H.E. et Koontz, M.D., 1987: Guidelines for Monitoring Indoor Air Quality (Washington, DC, Hemisphere).

Namiesnik, J., Gorecki, T., Kosdron-Zabiegala, B. et Lukasiak, J., 1992: «Indoor air quality, pollutants, their sources and concentration levels», Building Environment , vol. 27, n^o 3, pp. 339-356.

Nguyen, V.H., Beaudry, C., Domini, G. et Renzi, P., 1999: «La qualité de l’air intérieur, aspects techniques, médicaux et juridiques», 2^e édition (Cowansville, Editions Yvon Blais)

Organisation mondiale de la santé (OMS), 1989: Indoor Air Quality: Organic Pollutants (Copenhague, Bureau de l’Europe).

Otson, R. et Fellin, P., 1992: «Volatile organics in the indoor environment: Sources and occurrence», dans J. Nriagu (directeur de publication): Gaseous Pollutants: Characterisation and Cycling (New York, Wiley).

Programme des Nations Unies pour l’environnement (PNUE), 1985: Radiation Doses, Effects, Risks (Nairobi).

Rafferty, P.J. et Quinlan, P.J., 1990: «The practitioner’s guide to indoor air quality», dans D.M. Weekes et R.B. Gammage (directeurs de publication): The Practitioner’s Approach to Indoor Air Quality Investigations: Proceedings, Indoor Air Quality International Symposium, op. cit.

Scheff, P.A., Wadden, R.A. et Bates, B.A., 1990: «Indoor air pollution», dans L.V. Cralley, L.J. Cralley et W.C. Cooper (directeurs de publication): Health and Safety Beyond the Workplace (New York, Wiley).

Seifert, J., 1992: «Regulating Indoor Air», dans H. Knöppel et P. Wolkoff (directeurs de publication): Chemical, Microbiological, Health and Comfort Aspects of Indoor Air Quality — State of the Art in SBS (Dordrecht, Kluwer).

Turiel, I., 1986: Indoor Air Quality and Human Health (Palo Alto, Californie, Stanford University Press).

Wadden, R.A. et Scheff, P.A., 1983: Indoor Air Pollution. Characterization, Prediction and Control (New York, Wiley).

Yocom, J.E. et McCarthy, S.M., 1991: Measuring Indoor Air Quality: A Practical Guide (Chichester, Wiley).