Health effects of atmospheric particles: review of the epidemiologic studies

ARTICLE

Auteur(s) : Isabella Annesi-Maesano¹, Ursula Ackermann², Céline Boudet³, Laurent Filleul⁴, Sylvia Medina⁴, Rémy Slama⁵, Giovanni Viegi⁶

1. Institut national de la santé et de la recherche médicale (INSERM) Epidémiologie des réponses immunitaires et inflammatoires. Application aux maladies allergiques et respiratoires (ERII U472), 16, av. PV-Couturier, F94807 Villejuif cedex
<annesi@vjf.inserm.fr>
2. Dept. of Social Medicine and Public Health, Bâle, Suisse, Medical school, Bâle, Suisse
3. Institut national de l’environnement industriel et des risques (INERIS) Parc technologique Alata, BP n° 2, 60550 Vermeuil en Halatte
4. Institut de veille sanitaire (InVS) 14, rue Val d’Osne 94410 Saint-Maurice
5. Unité INSERM – INED U 569 (Institut National des études démographiques) 82, rue du Général Leclerc 94276 Le Kremlin Bicêtre cedex
6. Instituto di fisiologia clinica - Consiglio nazionale delle ricerche (IFC-CNR) Via Trieste 41 56126 Pise, Italie

Les effets sanitaires de l’exposition aux différentes formes de particules que l’on trouve dans l’environnement sont connus depuis longtemps. Dès 1930, un excès de mortalité avait été observé pendant les périodes de smog (mélange de poussières et de brouillard) intense dans la vallée de la Meuse. L’effet nuisible de la pollution atmosphérique particulaire est confirmé de nos jours par plusieurs études de population (Harvard Six Cities Study, APHEA, PEACE...) réalisées à la demande des gouvernements de certains pays (États-Unis d’Amérique, Communauté européenne, Pays-Bas, Suède, Royaume-Uni). Les particules (particulate matter) de diamètre aérodynamique inférieur ou égal à 10 µm (PM₁₀), qui constituent une fraction des particules totales suspendues (total suspended particles, STP) dans l’air urbain, ont été associées à un surcroît de mortalité mais aussi de morbidité, bien que les mécanismes d’action n’aient pas pu être éclaircis. L’implication des expositions allergéniques (à acariens, poils d’animaux, pollens…) dans le développement et l’aggravation des allergies ne fait plus de doute, bien qu’il n’y ait pas d’études méthodologiquement appropriées montrant l’efficacité de leur éviction. Les moisissures (champignons microscopiques capables de coloniser des supports de nature variée) ont des effets différents selon les substances libérées : spores et/ou substances odorantes, voire toxiques (mycotoxines, composés organiques volatils). Les endotoxines, composés chimiques apparaissant à la paroi des bactéries, ont été liées à l’inflammation des voies aériennes, mais il a été observé qu’une exposition précoce aux endotoxines peut protéger l’individu du développement des allergies. Le rôle des virus et des bactéries dans le déclenchement des infections est aussi bien connu. Des effets neurologiques à long et à court terme, et plus rarement respiratoires, ont été rapportés pour les pesticides.

Démarche épidémiologique

La démarche épidémiologique dans l’étude de l’impact sur la santé associé aux diverses particules se compose des étapes suivantes :

– évaluation de l’exposition subie et, éventuellement, de la dose effectivement reçue par les individus ;

– étude d’association entre l’exposition et l’événement de santé ;

– évaluation du risque sanitaire, dont le risque attribuable, associé.

Les mesures de l’exposition et de l’événement de santé peuvent être collectives (données agrégées) ou individuelles.

Exposition

Définition

Il a été dit que dans la démarche d’évaluation du risque sanitaire, l’étape d’évaluation de l’exposition constitue le pont entre les sciences de l’environnement et les sciences de la santé (toxicologie, épidémiologie) [1]. L’exposition peut se résumer à la notion de contact entre un individu et un agent chimique, physique ou biologique dans un environnement. Cependant, l’utilisation de cette terminologie est ambiguë, car il faut différencier les concepts d’exposition (contact), de pénétration (inhalation ou ingestion à travers diverses barrières d’entrée comme la bouche, le nez, la peau) et d’assimilation par l’organisme humain (absorption directe à travers la peau ou indirecte via d’autres barrières biologiques internes) [2, 3] et dose. Les organes cibles sont le nez, le poumon, la peau, les reins... La description minimale d’une exposition par une voie particulière (inhalation, ingestion, contact cutané) doit inclure au moins la concentration dans le milieu de transfert (concentration d’exposition) et la durée d’exposition. À titre d’exemple, les niveaux de pollution atmosphérique montrent de substantielles variations temporelles et spatiales. Au total, l’exposition est directement liée au polluant, à l’individu, au moment et à la durée de l’exposition, ce qui dépend des activités journalières de l’individu dans les environnements urbains intérieurs et extérieurs, ainsi que de ses déplacements. Les données d’exposition personnelle constituent un paramètre majeur pour l’estimation du risque. En termes de doses, on distingue la dose expérimentale (appliquée) qui correspond à la quantité de produit disponible au niveau de la barrière d’absorption, la dose potentielle (externe), qui est la quantité de produit ingérée, inhalée ou appliquée sur un organe et, enfin, la dose interne qui correspond à la quantité de produit effectivement absorbée par la barrière biologique et qui est alors disponible pour interagir avec des organes cibles, des récepteurs biologiques... C’est l’estimation de cette dernière qui constitue le premier objectif d’une bonne évaluation de l’exposition en épidémiologie ; la démarche de mesure épidémiologique impliquant le passage de la source aux concentrations environnementales, puis à l’exposition et enfin à la dose interne [2, 3].

Données épidémiologiques

En épidémiologie, on s’intéresse aux expositions aiguës et, plus rarement, chroniques en considérant trois environnements différents : le macro-environnement de l’extérieur des locaux (région, ville…), le micro-environnement de l’intérieur (habitation, école, travail…) et l’individu (mesures personnelles ou biomarqueurs). Les mesures individuelles constituent, a priori, la meilleure mesure de l’exposition individuelle à un polluant. Cependant, ces mesures sont faites sur des périodes de temps limité.

Trois instruments ont été couramment utilisés pour estimer l’exposition à la pollution atmosphérique particulaire (particules totales, fumées noires, particules de divers diamètres aérodynamiques) (PM_2,5, PM₁₀…) :

– les appareils de mesure des sites fixes des réseaux de surveillance permettent d’évaluer les concentrations de plusieurs sortes de particules ;

– les échantillonneurs passifs utilisant une tête de prélèvement avec une coupure granulométrique précise permettent de prélever les particules, dont PM_2,5 et PM₁₀ dans les micro-environnements et pour l’individu ;

– les techniques de suivi de la mobilité spatio-temporelle des individus permettent de caractériser le budget espace-temps (BET) de l’individu, c’est-à-dire la distribution des activités de l’individu dans le temps et dans l’espace, afin de reconstruire ses expositions, dont l’exposition aux particules [4].

La plupart des études épidémiologiques sur la pollution atmosphérique particulaire ont estimé l’exposition des individus par des mesures des concentrations des particules des sites fixes des réseaux sur des périodes limitées (mois, année…) et dérivé pour le plus des moyennes des concentrations de celles-ci, ce qui est réductif lorsque le niveau de pollution varie dans le temps et dans l’espace. De plus, ces mesures de concentrations peuvent être insuffisantes dans les pays industrialisés où les individus passent la majorité de leur temps à l’intérieur de locaux, les concentrations des polluants à l’intérieur des locaux pouvant être différentes de celles de l’extérieur des locaux en raison de l’existence de sources internes. Toutefois, des publications récentes ont montré que dans le cas des particules, en l’absence de sources de combustion, le ratio entre la concentration extérieure et intérieure est en moyenne égal à 1 [5]. Les mesures réalisées par les sites fixes ont montré que les concentrations des PM₁₀ sont faibles dans les zones rurales (10 µg.m^-3) et élevées dans les zones urbaines (jusqu’à 100 µg.m^-3 en moyenne).

Des méthodes ont été élaborées pour mesurer la concentration d’allergènes, d’endotoxines, de pesticides, de moisissures dans l’air et éventuellement à des endroits fixes (matelas pour les allergènes et les endotoxines, sol pour les pesticides, surfaces pour les moisissures) et appliquées en épidémiologie. Il existe aussi des biomarqueurs de la réponse individuelle à l’exposition dans des milieux biologiques (taux des immunoglobulines spécifiques dans le sang, la salive… dans le cas d’une exposition allergénique, anticorps sériques dans le cas d’une infection…). Il s’agit le plus souvent d’indicateurs de réponse à court terme.

Faute de mesures de concentrations environnementales et de réponse individuelle, l’exposition a été estimée en épidémiologie à l’aide de substituts (proxys) de l’exposition des individus. L’exposition au trafic de la voirie et les taches brunes sur les murs sont des proxys raisonnables des expositions à la pollution véhiculaire urbaine et aux moisissures respectivement, par exemple. Les mesures généralement réalisées étant limitées dans le temps, l’estimation de l’exposition totale est rarement atteinte dans les études épidémiologiques. D’ailleurs, les effets d’un polluant sur un individu dépendent des expositions auxquelles il a été soumis au long de sa vie (c’est-à-dire si le sujet a vécu dans une zone rurale ou urbaine, s’il a exercé une certaine profession…), du mélange avec les autres polluants et de la façon dont le polluant pénètre dans l’organisme en fonction de la sensibilité et de la biodisponibilité de l’individu. La notion de biodisponibilité est fondamentale pour comprendre les phénomènes d’assimilation puis de dose. Les expositions à court terme ont été mises en relation avec les effets aigus et les expositions à long terme avec les effets chroniques.

Nouvelles approches d’estimation de l’exposition

Il existe trois approches conceptuelles nouvelles de l’évaluation quantitative de l’exposition :

– les scénarios d’exposition reposant sur la métrologie (émission, environnement) et/ou la modélisation (dispersion dans les compartiments environnementaux) et sur la formulation d’équations mathématiques [6] via parfois l’utilisation de modèles d’exposition multimédia ;

– la surveillance biologique avec la recherche de marqueurs d’exposition (ou d’effet) directement dans les milieux biologiques (en France : étude SOLEX) [8]. La mesure de tout biomarqueur doit être couplée à la durée d’exposition. Parfois, il est possible de reconstruire des expositions passées lorsqu’il existe suffisamment de données sur les taux de pénétration et d’assimilation de la substance par l’organisme. Tout dépend de la disponibilité de mesures de biomarqueurs dans les tissus humains, de telle façon que la dose interne puisse d’abord être reconstruite de façon adéquate à l’aide de modèles pharmacocinétiques.

Ces approches conceptuelles, qui peuvent être utilisées isolément ou ensemble, font partie d’une pyramide intégrée dont le sommet était jusqu’à présent constitué par la recherche de biomarqueurs en tant que mesure directe de la dose interne. Les deux premières approches fournissent un niveau de contact, donc une expression de l’exposition ou de la dose externe, fondée sur l’étude des processus de transport, de transformation et d’accumulation d’une substance dans l’environnement. Le passage à l’expression d’une dose interne, d’une dose délivrée (fraction de la dose interne qui atteint le récepteur biologique) ou d’une dose biologique efficace (fraction de la dose délivrée qui interagit effectivement avec le récepteur biologique) implique suffisamment de connaissances sur la biodisponibilité de la substance dans l’organisme et sur les processus d’accumulation, de transformation et d’élimination : les modèles pharmacocinétiques (PBPK, etc.) permettent de plus en plus ce type de détermination. Cependant, il a été admis que la recherche de marqueurs biologiques n’est pas nécessairement la meilleure mesure ou la mesure la plus appropriée pour conduire une évaluation de l’exposition, surtout dans le cas de l’évaluation d’une exposition chronique. Dans certains cas, il est impossible de mesurer des biomarqueurs du fait de la complexité du système ou de problèmes éthiques liés au prélèvement et à l’analyse de tissus humains. Des facteurs génétiques peuvent aussi interagir. De plus, les marqueurs biologiques seuls ne fournissent pas d’information sur les sources, les voies d’exposition et de pénétration, la distribution, la durée et la fréquence des expositions. Des mesures de biomarqueurs comme celles réalisées dans l’étude NHEXAS [9] sont enrichissantes et très utiles pour identifier ou éliminer des problèmes. Cependant, elles ne répondent pas à tous les besoins des utilisateurs potentiels d’informations sur l’exposition : épidémiologistes, toxicologistes, évaluateurs et gestionnaires du risque, etc.

L’agence de protection environnementale des États-Unis (US-EPA) a développé un grand nombre de modèles d’exposition applicables aux polluants qui sont directement ou indirectement liés aux sources mobiles [10]. Aucun n’a porté pour l’instant sur les particules. Ces modèles sont similaires au sens où chacun contient des algorithmes simulant les niveaux micro-environnementaux de polluants, les budgets espace-temps (BET), et les habitudes de transport. Ils ont fait l’objet de nombreuses inter-comparaisons. L’étude VESTA (pollution atmosphérique d’origine automobile et développement de la maladie asthmatique de l’enfant : une étude épidémiologique dans 5 villes françaises) [11] utilise le système des indices pour estimer l’exposition des enfants au trafic automobile de proximité. Deux indices sont construits et testés : un indice indirect d’exposition au trafic (indice I/D = intensité/distance) qui nécessite, entre autres, une bonne connaissance des BET des enfants, et un indice issu de l’emploi du modèle conçu par le Centre scientifique et technique du bâtiment (CSTB) et l’Institut national de recherche sur les transports et leur sécurité (INRETS) (indice ExTra) [12]. Le premier repose sur une estimation simple du trafic sur les voiries proches des lieux de vie des enfants ; le second procède par estimation des concentrations de certains polluants traceurs (dont les NOx) dans l’air extérieur, au voisinage immédiat des lieux de vie des enfants (simplification des BET). Ces deux indices ne font qu’estimer une exposition environnementale aux effluents du trafic automobile. Passer à l’exposition des enfants suppose de faire l’hypothèse que ceux-ci respirent, quand ils sont à domicile ou dans leur classe, un air dont la qualité est peu différente de celle estimée au voisinage immédiat. S’agissant du NO₂ et des particules fines, cette hypothèse est raisonnable en raison de forts taux de pénétration qui conduisent à des taux intérieur et extérieur semblables en l’absence de sources intérieures. Dans l’étude VESTA, il est de toute façon bien explicité que ce qui est attendu de ces indices est qu’ils classent correctement les enfants de l’étude, non qu’ils quantifient exactement leur exposition. Contrairement à ExTra, l’indice I/D a vocation non pas à estimer la concentration des NOx mais à être un indicateur des sources automobiles de voisinage. Contre toute attente, l’indice I/D fournit de meilleurs résultats par rapport à ExTra (alors que de très bonnes corrélations – R > 0,8 – avaient été observées entre l’indice et les mesures réelles dans les villes de Grenoble et de Paris). Deux facteurs principaux sont évoqués pour expliquer la discordance entre les deux indices : un facteur statistique (la relativement faible gamme de variation des valeurs de l’indice ExTra en regard d’I/D) et un facteur « environnemental ». En pratique, les indices de type ExTra sont des modèles complets intégrant plusieurs paramètres d’émission et de dispersion des polluants associés au trafic, mais les données qui l’alimentent sont difficiles à recueillir. Ainsi, leur utilisation en épidémiologie doit répondre à des conditions assurant la bonne qualité des données d’entrée. En particulier, le type de configuration, selon que le lieu de vie est situé en milieu ouvert ou dans une rue « canyon », influence la dispersion des polluants issus des véhicules. Ces informations sont déclarées par les parents, ce qui peut entraîner une certaine erreur d’estimation. Au contraire, les indices de type I/D sont des modèles très simplifiés, puisqu’ils ne prennent pas en compte la dispersion des polluants. Les estimations qu’ils produisent sont sans doute moins précises que celles issues de modèles plus complexes, mais ils présentent l’intérêt d’être utilisables à large échelle en épidémiologie.

D’autres proxys de l’exposition de populations résidant dans des zones spécifiques se développent : entre autres, le système des indicateurs d’exposition géographique (GEI) ou les systèmes d’information géographique (SIG). Les GEI, indicateurs de « zone entière » ou de proximité, sont employés dans les études épidémiologiques pour identifier des régions ou des populations à risque. De nombreuses hypothèses sont néanmoins nécessaires à leur utilisation : par exemple, les concentrations en polluant doivent être homogènes au sein d’une même zone et ne doivent différer entre deux zones que de manière prédictive. L’évaluation de ces indicateurs en tant qu’estimations de l’exposition montre que les niveaux de polluant varient substantiellement à l’intérieur d’une petite zone et qu’un mauvais classement (mis-classification) de l’exposition et des erreurs significatives apparaissent lorsque les GEI représentent des zones géographiques larges. Les SIG permettent en effet de tenir compte des lieux de vie où les personnes passent un temps significatif (domicile, travail, école, etc.) et de leur situation géographique (milieu urbain ou périurbain ; site de proximité au trafic, site de fond, etc.). De nombreuses études considèrent maintenant les SIG comme un outil central (et non plus comme une annexe illustrative) dans la détermination des sources urbaines d’exposition.

Les études d’expologie (mesures personnelles, micro et macro-environnementales et questionnaires) et de modélisation par le développement des SIG renforcent l’utilité des mesures des réseaux comme approximation de l’exposition des populations urbaines. Ainsi, des membres de la communauté urbaine de Roxbury aux États-Unis ont porté des capteurs portatifs de PM_2,5 et hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) à travers des rues situées dans un rayon d’un mile autour d’un large terminus de bus afin de créer une carte SIG des concentrations [13]. Les concentrations en PM_2,5 étaient plus élevées en semaine et plus particulièrement aux heures de pointe matinales, ce qui concorde avec d’autres études [6]. Les cartes précises, à haute résolution, de la pollution de l’air liée au trafic urbain sont nécessaires pour l’évaluation des expositions dans les études épidémiologiques et pour informer les gestionnaires de réseaux de surveillance de la qualité de l’air et les gestionnaires du trafic.

Les indicateurs biologiques d’exposition ou d’effet sont aussi utilisés pour évaluer l’exposition des populations aux polluants urbains. Malheureusement, cette technique a été employée dans le cas des oxydes d’azote, du benzène et seulement une fois pour le diesel. La surveillance biologique comme la surveillance environnementale, si elles étaient plus courantes, permettraient une meilleure estimation de l’exposition des populations, au même titre que certains indices d’exposition développés avant et qui visent plus à classer correctement l’exposition de diverses sub-populations qu’à les quantifier exactement.

En revanche, les mesures d’endotoxines, moisissures, allergènes… sont habituellement réalisées à l’intérieur des locaux, bien que des mesures de certaines moisissures et des pollens soient faites aussi à l’extérieur des locaux.

Effets sanitaires des particules

Pollution atmosphérique particulaire

Les études épidémiologiques dans le domaine de la pollution atmosphérique particulaire se sont développées sur les cinq continents [14] et portent pour la plupart sur les effets à court terme. Il en a suivi des indications sur les PM₁₀ dans les lignes directrices de l’Organisation mondiale de la santé (OMS) Air Quality Guidelines [15], utilisées pour réglementer les émissions de particules atmosphériques au niveau local. Des indications sont attendues pour les autres particules. L’impact sanitaire des particules a été étudié en épidémiologie à l’aide :

– de séries temporelles ;

– de panels ;

– d’études transversales ;

– de cas-témoin, mais très rarement ;

– d’études de cohorte ;

– d’études d’intervention appelées aussi semi-expérimentales.

Sur le court terme, nous constatons que les études temporelles continuent d’être les plus nombreuses, mais le nombre d’études de panels augmente. Des concentrations journalières ou hebdomadaires ont été considérées. Concernant les indicateurs sanitaires, la mortalité, toutes causes ou spécifique (respiratoire et cardiovasculaire), continue d’être l’indicateur sanitaire le plus étudié en raison de la disponibilité des données. En termes de morbidité, les hospitalisations pour causes respiratoires et, de plus en plus, pour causes cardiovasculaires constituent l’indicateur le plus fréquemment utilisé, suivies par les symptômes respiratoires et la fonction respiratoire. L’étude des consultations aux urgences et en médecine ambulatoire est moins fréquente, mais elle se développe, de même que les ventes de médicaments. Sur le long terme, les études de cohorte et parfois transversales sont les plus utilisées. Des concentrations annuelles ont été alors considérées. Les effets allergiques et respiratoires des PM concentrées à l’intérieur des locaux sur la santé ont été jusqu’ici négligés. Mais l’étude des six villes (http ://ifr69.vjf.inserm.fr) réalisée en France est actuellement en train de l’examiner.

Effets à court terme

Les effets à court terme des polluants urbains sont connus grâce aux séries chronologiques (tableau 1) et de panel qui ont été menées au cours des dernières années. Ces études ont montré une association entre les niveaux quotidiens de particules et la mortalité [16], les hospitalisations [17, 18], et l’exacerbation de symptômes et des changements physiologiques comme la baisse de la fonction respiratoire [19].

• Mortalité

D’après la méta-analyse de 60 études conduites dans 35 villes du monde entier, il existe une augmentation de mortalité comprise entre 0,5 et 1,6 % pour chaque augmentation journalière de 10 µg/m³ des niveaux de PM₁₀ et de 5 µg/m³ des niveaux de PM_2,5 [11], ce qui est confirmé en Europe par les résultats de l’étude européenne multicentrique APHEA, réalisée dans 15 villes pour une population totale de 25 millions d’habitants [20]. Les effets à court terme de la pollution atmosphérique sur la mortalité respiratoire sont plus importants que sur la mortalité cardiovasculaire. Aux États-Unis, pour une augmentation des niveaux de particules de 50 µg/m³, ces effets sont estimés à 25 % pour la mortalité respiratoire et à 11 % pour la mortalité cardiovasculaire ; en Europe, selon les études APHEA et, en France, PSAS-9, ces chiffres sont de l’ordre de 4 % pour la mortalité respiratoire et de 2 % pour la mortalité cardiovasculaire. Cependant, l’étude APHEA a montré une hétérogénéité entre les villes de l’Ouest et de l’Est, le risque étant plus élevé à l’Ouest alors que les niveaux de pollution y sont plus faibles. Parmi les enfants, il existe aussi un impact sur la mortalité comme l’illustre l’existence d’une relation entre l’indicateur de visibilité optique lors des phénomènes de pollution et la mort subite du nourrisson à Taïwan [21]. En termes d’impact sanitaire à court terme, l’étude européenne APHEIS récemment publiée, montre que plus de 800 décès anticipés (3 pour 100 000 habitants) pourraient être évités si l’exposition à court terme aux particules PM₁₀ dans 19 villes européennes était réduite de 5 µg/m³. En France, pour une telle réduction dans 7 villes du programme PSAS-9, plus de 200 décès pourraient être potentiellement évités.

• Morbidité

Il y a une augmentation du nombre d’hospitalisations pour causes respiratoires aussi bien que cardiovasculaires attribuées à la pollution atmosphérique. D’après une méta-analyse récente, à une augmentation du niveau journalier de 10 µg/m³ des niveaux de PM₁₀ est associée une diminution du volume expiratoire maximal par seconde (VEMS) (de 0,05 à 0,35), du débit expiratoire de pointe (DP) (de 0,04 à 0,25 %) ainsi qu’une augmentation des symptômes des voies respiratoires inférieures (de 3 %) et des voies respiratoires supérieures (de 0,7 %) dont la toux (de 1,2 %) et des hospitalisations (de 1,9 à 2,1 %) et admissions aux urgences pour asthme (de 1 %) [22]. Une augmentation des hospitalisations pour causes respiratoires comprise entre 0,8 et 3,4 % est signalée aux États-Unis en relation avec un accroissement de 10 µg/m³ des niveaux de PM₁₀ ; en Europe, cette augmentation est de 0,1 % pour les patients de 65 ans et plus, d’après l’étude APHEA2. Pour ce même accroissement, sur 14 villes américaines, l’augmentation du nombre d’hospitalisations pour causes cardiovasculaires est de 1,2 % ; et, en Europe, l’étude APHEA2 montre une augmentation de 1,1 % du nombre d’hospitalisations pour causes cardiaques. Les consultations aux urgences et en médecine ambulatoire portent essentiellement sur les affections respiratoires. Les risques signalés sont au minimum de 3 %. Une synthèse des résultats des études de panel existantes est fournie par une méta-analyse récente. Au total, les associations les plus fortes avec les indicateurs sanitaires sont observées avec les PM. Les études de panels sont conduites le plus souvent chez des asthmatiques ou des patients présentant des symptômes ou autres affections chroniques. Pour une augmentation de 5 µg/m³ de PM_2,5, le pourcentage d’augmentation du risque est de l’ordre de 3 % pour les crises d’asthme ; il est de l’ordre de 1,5 % pour la toux, et inférieur à 1 % pour le volume expiratoire maximal par seconde (VEMS) et le débit expiratoire de pointe (DEP). Les crises d’asthme et la prise de médicaments (bronchodilatateurs) augmenteraient de 3 % et de 2,9 % respectivement pour une augmentation journalière de 10 µg/m³ des niveaux de PM₁₀. Là, néanmoins, l’étude multicentrique européenne PEACE [23] n’a pas retrouvé de lien entre la pollution et les indicateurs de santé, bien que ses premiers résultats soient remis en cause par une analyse ultérieure de données plus récentes [24]. La valeur des études de panel reste limitée car la majorité des études a porté sur des sous-groupes à risque (asthmatiques en premier lieu, sujets présentant des symptômes ou autres affections respiratoires chroniques). Des études chez des sujets non asthmatiques confirment les effets respiratoires des expositions à court terme, mais la sensibilité de ces sujets est inférieure à celle des patients symptomatiques.

Effets à long terme

Rares sont les études ayant porté sur les effets à long terme parce que leur réalisation est compliquée et nécessite des ressources importantes (tableau 2). Pourtant ces études sont importantes parce que les effets à long terme d’un polluant ne peuvent pas être modélisés dans une étude de type expérimental (études en chambres ou sur l’animal). C’est dans ce contexte que l’épidémiologie constitue la discipline de choix. Parmi les études transversales et longitudinales réalisées en population générale et ayant disposé de mesures des émissions de PM, on peut citer les suivantes :

– SAPALDIA (Swiss Study on Air Pollution and Lung Diseases in Adults) : 10 000 adultes de 8 zones contrastées quant aux niveaux de pollution [25] ;

– ACS (American Cancer Society) study : 500 000 adultes dans 151 villes suivis entre 1982 et 1998) [27] ;

– AHSMOG (Seventh-day Adventists Health Study on Smog) : 6 000 adultes non-fumeurs de 12 zones du sud de la Californie suivis pour la mortalité [28] ;

– l’étude dite « des six villes » : 8 000 adultes vivant dans 6 agglomérations de l’est des États-Unis suivis entre 1974 et 1990 [29].

Tableau 2. Effets à long terme des particules sur la santé chez l’adulte (principales études).

• Mortalité

La majorité des études ayant mesuré la pollution de façon directe suggère un lien entre la teneur moyenne en particules et la mortalité (toutes causes, causes respiratoires, causes cardiovasculaires). Dans les études ACS et « des six villes », à des différentiels moyens de PM_2,5 de 18 µg/m³ et 24,5 µg/m³ correspondent des risques relatifs de mortalité de 1,26 et 1,17 respectivement. L’étude AHSMOG a confirmé ces résultats, avec un risque relatif de 1,11 pour un différentiel de 24,1 µg/m³ de PM₁₀. Une ré-analyse des données de la cohorte de l’ACS a doublé le suivi de la population (16 années de suivi) et confirmé qu’une exposition à long terme aux particules fines est un facteur de risque important pour la mortalité par cause cardiopulmonaire et par cancer du poumon. Aux Pays-Bas [30], dans la première étude de cohorte sur la mortalité à long terme réalisée en Europe, le risque de décéder pour une cause cardiorespiratoire est plus élevé que pour la mortalité toutes causes. Ainsi, la mortalité pour cause cardiopulmonaire était associée au fait de résider à proximité d’une grande voie de circulation avec un risque relatif significatif de 1,95. Pour la mortalité toutes causes, ce risque relatif était de 1,41 mais n’était pas significatif. Cette même étude montre qu’une augmentation des niveaux ambiants de fumées noires de 10 µg/m³ entraîne une augmentation de 34 % de la mortalité cardiorespiratoire. Lorsque les niveaux de fumées noires incluent les stations de proximité, ce pourcentage double. L’exposition à long terme a été estimée dans cette étude impliquant environ 5 000 sujets à partir des adresses des sujets. Les risques de mortalité estimés sur de plus longues périodes sont plus élevés que lorsque l’on considère uniquement l’exposition à très court terme (0-1 jour). Cela signifie qu’un excès de risque de mortalité observé un jour donné en rapport avec une élévation de la pollution atmosphérique n’est pas compensé par une diminution de risque dans les jours qui suivent. Quant à la question du degré d’anticipation des décès, dans les études de séries chronologiques réalisées pour étudier les effets à court terme de la pollution atmosphérique, pour les personnes décédées présentant une affection respiratoire chronique, l’anticipation du décès serait, en moyenne, de l’ordre de 2 à 3 semaines. Pour les personnes décédées présentant une affection cardiovasculaire, l’anticipation du décès serait, en moyenne, de l’ordre de 2 mois. Les études de cohorte réalisées pour étudier les effets à long terme de la pollution atmosphérique estiment une augmentation de l’espérance de vie de l’ordre d’un an par individu en moyenne sur l’ensemble de la population dans les villes moins polluées comparées aux villes plus polluées. L’effet des particules sur la mortalité existe aussi chez les enfants (tableau 3). Dans les études de cohorte, le risque de mortalité infantile augmente d’environ 1 % lorsqu’on compare les zones de forte et de faible pollution. Parmi les enfants de Mexico [31], un accroissement de 10 µg/m³ s’accompagnait d’une augmentation de 6,9 % dans la mortalité des enfants âgés de 0 à 11 ans. Une étude américaine de cohorte infantile incluant 4 000 000 d’enfants nés entre 1989 et 1991 rapporte un effet des PM₁₀ sur la mortalité respiratoire et la mort subite du nourrisson [32] : chez les enfants avec un poids normal à la naissance, le risque de mortalité pour causes respiratoires augmente de 4 % et celui de mort subite du nourrisson de 2,6 %. Les mécanismes sous-jacents sont actuellement à l’étude. En Europe, une étude cas-témoin en République tchèque montre, pour une augmentation de 50 µg/m³ des particules, une augmentation du risque de mortalité respiratoire post-néonatale de 9,5 %. Ils concernent entre autres les mécanismes de la coagulation [33]. En termes d’impact sanitaire à long terme, l’étude européenne APHEIS montre que plus de 5 000 décès anticipés (19 pour 100 000 habitants) pourraient être évités si la moyenne annuelle de PM₁₀ dans 19 villes européennes était réduite de 5 µg/m³. En France, pour une telle réduction dans 7 villes du programme PSAS-9, plus de 1 500 décès pourraient être potentiellement évités.

Tableau 3. Associations entre PM, événements précoces et mortalité infantile.

• Morbidité

Les effets à long terme de la morbidité chez les adultes montrent une association entre pollution atmosphérique et maladies, symptômes et fonctions respiratoires, à la fois chez l’adulte et l’enfant. En l’absence de mesures objectives, l’exposition des sujets aux polluants dont la circulation automobile est responsable, a été caractérisée de façon indirecte dans des études écologiques considérant la circulation automobile. L’hyperréactivité bronchique est plus fréquente dans les zones les plus polluées, à la fois chez l’adulte et chez l’enfant, d’après quelques études [34-36]. De même, d’autres études ont montré que les individus vivant dans les zones les plus polluées ont un risque accru de bronchites chroniques et d’autres symptômes respiratoires [3, 14, 15]. Ces études trouvent une relation entre le trafic automobile et la fonction ventilatoire et les symptômes respiratoires. En revanche, les résultats sur les allergies sont moins clairs. Certaines études épidémiologiques n’ont pas montré davantage d’asthme ou d’atopie dans les populations plus fortement exposées aux polluants photochimiques [37-39], bien que, dans une de ces études, l’exposition à la pollution véhiculaire fût significativement liée à la sensibilisation aux pollens chez les individus ayant vécu plus de 10 ans à la même adresse [40]. D’autres études ont présenté une association statistiquement significative entre la circulation automobile et la fréquence des symptômes d’asthme, de la rhinite allergique et de l’eczéma [41-43], les odds ratios (OR) correspondants étant compris entre 1,5 et 2,0. De même, avant la réunification de l’Allemagne, les prévalences des affections allergiques étaient plus élevées en Allemagne de l’Ouest où la pollution photochimique était plus forte qu’en Allemagne de l’Est et où la pollution acido-particulaire prédominait [44, 45]. L’étude de l’évolution des prévalences de ces affections dans ces deux régions entre 1990 et 1996 montrait une augmentation de ces dernières à l’Est, en correspondance avec des changements importants des niveaux de pollution. En effet, on assistait à une diminution de 103 à 23 µg/m³ pour SO₂, de 77 à 70 µg/m³ pour les PM et une augmentation de 33 à 48 µg/m³ pour NO₂ [46, 47], ce qui met en cause le type de pollution plutôt que son niveau dans le développement des allergies. Ces résultats se confirment lorsque la pollution particulaire est mesurée de façon objective. Une diminution de la fonction ventilatoire d’un peu plus de 1 % chez l’enfant et entre 1,5 et 3,5 % chez l’adulte a été associée à un différentiel de 5 µg/m³ de PM_2,5 aux États-Unis [48]. Une augmentation de la prévalence de la dyspnée et de la bronchite, de respectivement 40 et 30 % a été mise en relation avec un différentiel de 10 µg/m³ de PM₁₀ chez l’adulte dans l’étude SAPALDIA [49]. L’étude de cohorte AHSMOG a montré une augmentation de l’incidence de l’asthme en relation avec l’exposition chronique à O₃, surtout chez les hommes [50]. Dans l’étude SCARPOL [26] menée chez l’enfant, les risques relatifs entre les PM₁₀ d’un côté et la toux chronique, la toux sèche nocturne et la bronchite de l’autre (dans la ville la plus polluée versus la moins polluée) étaient respectivement de 3,07, 2,88 et 2,17. Dans une étude transversale nord-américaine ayant inclus 13 000 enfants de 24 villes avec qualité d’air contrastée, à un différentiel de 52 nmole/m³ dans les PM acides correspondait un excès significatif de bronchite (OR = 1,66) [51]. L’association entre les particules et l’asthme est compliquée. En Californie, dans l’étude ASHMOG, une exposition chronique à PM_2,5, PM₁₀ et TSP a été liée aux symptômes d’asthme [52]. En France, la réalisation du protocole ISAAC II-France (International Study of Asthma and Allergies in Childhood) et de mesurages de pollution urbaine dans 6 villes (étude des six villes) pourra fournir des renseignements utiles sur la relation entre les particules et les allergies. Mais les effets des particules sur la santé commencent dès la vie in utero. Au cours de ces 5 dernières années, une série de cohortes d’enfants a abordé la question de la fonction de reproduction en relation avec la pollution atmosphérique particulaire. L’étude épidémiologique de la fonction de reproduction concerne tous les phénomènes biologiques allant de la gamétogenèse (spermatogenèse, ovogenèse) à la naissance (poids de naissance, survenue de malformations congénitales), en passant par l’étude de la mortalité intra-utérine (risque de fausse-couche spontanée, mortinatalité). Plusieurs études ont mis en évidence un effet possible de l’exposition à la pollution atmosphérique de la femme pendant la grossesse (premier ou dernier trimestre) sur le poids de naissance entraînant une augmentation du risque de faible poids à la naissance de 4-10 % (tableau 3). Ainsi, parmi la cohorte des enfants nés en Grande-Bretagne une semaine donnée de mars 1946, le poids de naissance était plus faible de 81 g (écart type : 29 g) pour les naissances faisant partie des 25 % les plus exposées, par rapport au quartile le moins exposé [53]. Cette diminution du poids de naissance avec l’exposition est susceptible d’exister aussi pour des niveaux d’exposition plus proches de ceux existant actuellement dans les pays développés. Une étude coréenne [54] a indiqué que la concentration atmosphérique en NO₂, SO₂, CO et la concentration totale des particules en suspension étaient associées à un poids de naissance diminué parmi les enfants non prématurés. L’effet de l’exposition était plus net pour une exposition au cours du premier trimestre qu’au cours du troisième trimestre de grossesse, ce qui était cohérent avec les hypothèses biologiques sous-jacentes ; l’étude ne permettait pas de distinguer l’effet respectif des différents composés [55, 56]. Concernant le risque de naissance prématurée, il pourrait augmenter avec l’exposition au monoxyde de carbone et aux particules en suspension d’un diamètre inférieur à 10 microns (PM₁₀) [57]. Plusieurs mécanismes biologiques pourraient expliquer un effet des polluants atmosphériques, notamment du monoxyde de carbone et des composés polycycliques aromatiques [58].

Par ailleurs, une étude en Californie s’appuyant sur des données de registre a indiqué une association entre l’exposition au monoxyde de carbone et à l’ozone et le risque de survenue de certaines malformations cardiaques [59]. L’exposition aux dioxydes d’azote, de soufre, et au monoxyde de carbone pourrait augmenter le risque de mortinatalité, c’est-à-dire la mortalité intra-utérine du dernier trimestre de grossesse [60]. L’étude concernait la zone de Sao Paulo, avec une exposition moyenne de l’ordre de 150 µg/m³ pour NO₂, 20 µg/m³ pour SO₂ et 5 ppm pour CO. Aucune étude n’a porté sur les particules, mais leur rôle ne peut pas être exclu. Assez peu ou pas d’informations sont disponibles concernant la survenue de malformations congénitales, la mortalité intra-utérine ou les caractéristiques spermatiques [59-61].

Études d’intervention

Des informations utiles sur l’impact sanitaire associé aux particules nous parviennent des études d’intervention ou semi-expérimentales qui ont estimé les conséquences de la réduction de la pollution particulaire. La réunification entre les deux Allemagnes dont on a déjà parlé offre un autre exemple de modèle d’étude semi-expérimentale. La fermeture d’une usine d’acier (mélange de fer et charbon) dans l’Utah Valley à la suite d’une grève provoqua une réduction sensible des hospitalisations pour cause respiratoires [62]. Une récente étude visant à évaluer l’impact de l’interdiction gouvernementale de vente de charbon à Dublin montre qu’une réduction de 35 µg/m³ des niveaux de fumées noires a été observée et qu’elle entraîne une diminution de 15 % de la mortalité respiratoire et de 10 % de la mortalité cardiovasculaire [63]. La diminution était plus importante parmi les sujets âgés de plus de 75 ans. Pour finir, l’introduction de filtres appropriés dans les silos du port de Barcelone a empêché la propagation de particules végétales de soja et ainsi le renouvellement de l’épidémie d’asthme au soja observée entre 1981 et 1987. La concentration allergénique de soja viable passait de 1 500 µg/m^-3 dans les années 1980 à 269 µg/m³ au maximum dans les années 1990. Seules les hospitalisations diminuaient entre temps, la sensibilisation allergique ainsi que les symptômes respiratoires restant presque constants. Cela fait penser à une situation semblable à celle que l’on observe dans l’asthme professionnel. Pour finir, à la suite du changement du plan de circulation routière pendant les Jeux olympiques d’Atlanta, la concentration de PM₁₀ a baissé significativement de 36,7 à 30,8 µg/m³, entraînant ainsi une baisse significative du nombre de visites aux urgences (11,1 % de baisse relative) et des consultations pour maladies respiratoires (19,1 % de baisse relative). Ces résultats encouragent à adopter des mesures de contrôle de la pollution atmosphérique.

Allergènes et moisissures

Plusieurs études ont mis en relation les expositions allergéniques avec le développement des allergies. Des seuils de sensibilisation (production d’immunoglobulines E (IgE)) et d’aggravation des crises ont même été mis en évidence pour les acariens et les phanères des chats. Les moisissures qui agissent en tant qu’allergènes et toxiques ont été peu étudiées en épidémiologie. Chez les personnes sensibilisées, les moisissures peuvent provoquer des manifestations allergiques et des irritations des muqueuses. Des données récentes ont mis en relation la gravité de l’asthme avec la présence d’Alternaria. Chez les personnes aux défenses immunitaires abaissées, elles sont à l’origine essentiellement d’infections pulmonaires (telle l’aspergillose invasive). Dans le cadre d’activités professionnelles (agriculture, fromagerie), les moisissures peuvent provoquer des pneumopathies d’hypersensibilité lorsqu’une quantité massive de spores est inhalée.

Endotoxines

Les endotoxines (constituées principalement de lipopolysaccharides (LPS), molécules que l’on trouve dans la membrane externe des bactéries Gram négatif ont aussi été liées avec l’inflammation des voies aériennes. Cependant, une exposition précoce aux endotoxines pourrait protéger l’individu du développement des allergies. Le rôle des virus et des bactéries dans les infections est aussi connu depuis longtemps.

Pesticides

Pour les pesticides (dénommés officiellement produits agropharmaceutiques et destinés à lutter contre les organismes « nuisibles » dans le but d’augmenter les rendements et d’améliorer la qualité des productions agricoles) des effets neurologiques, à court et à long termes, ont été rapportés, mais il existe peu de données épidémiologiques sur la santé respiratoire et allergique. Les études épidémiologiques portant sur la relation entre exposition aux pesticides et maladies allergiques sont peu nombreuses. Une étude cas-témoins chez l’adulte n’a pas montré de relation significative [64]. Chez l’adulte de plus de 15 ans, dans une étude prospective portant sur 22 528 sujets, l’exposition aux pesticides était significativement associée à l’asthme (OR = 1,9 ; IC à 95 % : 1,3-2,9), après ajustement sur les autres facteurs confondants [65]. Dans une étude de cohorte de fermiers américains, l’exposition aux pesticides était associée aux sifflements, en particulier l’exposition aux herbicides et insecticides, et ce d’autant qu’il s’agissait d’une diffusion sous forme d’aérosol (OR = 1,2 ; IC à 95 % : 1,04-1,3). La force de l’association augmentait lorsqu’il s’agissait d’utilisation d’insecticides pour les animaux (OR = 1,6 ; IC à 95 % : 1,42-1,9), avec un effet dose-réponse entre sifflements et fréquence d’utilisation pour les organophosphates [66]. Chez l’enfant, l’exposition aux insecticides organochlorés serait significativement associée à l’asthme (OR = 3,7 ; IC à 95 % : 1,1-12,56), et à un doublement du taux en IgE [67] et diminuerait l’effet protecteur de l’allaitement maternel vis-à-vis de l’asthme [68].

Facteurs de susceptibilité

Rares sont les données sur les facteurs de susceptibilité aux effets des particules [33]. Plusieurs études épidémiologiques ont comparé les effets des PM sur la morbidité et la mortalité dans des groupes différents et trouvé que la mortalité aiguë est plus élevée parmi les sujets souffrant de maladies cardiovasculaires, de maladies respiratoires, et davantage chez les personnes âgées souffrant de ces pathologies. Parmi d’autres, les données de la sécurité sociale ont été mises en relation dans une étude réalisée au Québec [69] avec les données de pollution particulaire. Les sujets avec un état pathologique préexistant avaient un risque accru de mortalité. Par ailleurs, les enfants ayant subi les effets de la pollution dès la vie in utero [55] pourraient avoir un risque accru plus tard. Il n’est pas exclu que le fait d’avoir subi précocement les effets de la pollution soit un indicateur de susceptibilité. Plusieurs investigateurs ont essayé d’établir si la susceptibilité aux particules est déterminée au moins en partie génétiquement. Mais il s’agit d’études animales et elles nécessitent d’être répliquées chez l’homme. Il s’agit de préciser les interactions gène-environnement. D’autre part, on ne peut pas exclure l’hypothèse que la réponse individuelle aux agressions environnementales soit influencée par certains facteurs environnementaux tels que le régime alimentaire, l’alcool, le tabagisme…

Besoins

Au vu des connaissances épidémiologiques, des nouvelles pistes de recherche se dégagent. Parmi les plus importantes :

• Exposition

Il faut procéder à l’intégration des concepts de biomarqueur, exposition personnelle, BET, mesure micro-environnementale et scénario d’exposition afin d’estimer l’exposition individuelle au mieux, et à la mise au point de banques de données environnementales, voire biologiques, afin de pouvoir tester des hypothèses a posteriori. Les méthodes à utiliser devront être sélectionnées sur la base de besoins précis pour une étude particulière.

Effets sur la santé

Il faut se tourner vers :

– les effets des particules ultrafines ;

– les effets d’interaction entre les particules et les autres indicateurs de pollution dans la mesure de l’estimation de l’exposition ;

– les effets à long terme des particules sur la santé des enfants, sur la morbidité chronique des différents organes, sur les années de vie perdues, sur la qualité de vie, sur la restriction d’activité ;

– les effets sur la santé des différentes sources de pollution particulaire en Europe ;

– l’utilisation de l’épidémiologie biologique pour l’identification des mécanismes d’action sous-jacents ;

– l’étude de l’interaction gène-particules ;

– la mise au point de méthodes statistiques appropriées pour l’analyse des associations incluant le calcul du nombre des sujets nécessaires.

• Évaluation de l’impact sanitaire des politiques de prévention

Il est nécessaire d’estimer la réduction des niveaux de pollution particulaire en France et dans d’autres pays européens.

Cela suppose de :

– suivre l’évolution des niveaux de pollution particulaire en France et dans d’autres pays européens afin d’évaluer l’impact des politiques de prévention ;

Conclusions

Il est clair que l’évidence de l’association entre particules et santé est aujourd’hui renforcée. D’ailleurs, les fondements biologiques d’un certain nombre d’effets adverses sont maintenant démontrés. Les travaux épidémiologiques conduits depuis une quinzaine d’années, surtout par des chercheurs américains ayant recours aux techniques nouvelles d’analyse des données temporelles de l’étude des six villes américaines, suivis par les projets multicentriques européens tels qu’APHEA et les études suisses sur les adultes et les enfants ont radicalement changé les connaissances et la compréhension des effets de la pollution particulaire atmosphérique sur la santé. Plus récemment encore, quelques études longitudinales – également d’origine nord-américaine – ont mis en évidence l’impact à long terme d’une exposition modérée aux particules sur la survie d’adultes sains. Il y a dix ans, la plupart des experts auraient conclu que les effets sur la santé associés à des niveaux modestes de particules étaient rares. Il est maintenant estimé que, même avec des concentrations moyennes modérées, la pollution atmosphérique est encore à l’origine de dizaines de milliers de cas de décès anticipés et de maladies respiratoires et cardiovasculaires par an en Europe, s’accompagnant d’une réduction significative de la durée de vie de populations importantes. Des relations ont été trouvées aussi avec les allergies et la vie reproductive, mais d’autres études sont nécessaires. En termes de santé publique, l’impact est loin d’être négligeable et le degré d’anticipation des décès commence à être connu. De plus, il a été observé que les risques sont plus élevés dans des sous-groupes de population, en particulier en présence d’un état morbide sous-jacent.

La mesure de l’exposition s’est améliorée bien que d’autres progrès doivent être accomplis. De même, de nouvelles approches statistiques sont nécessaires pour analyser les associations. Ainsi, les études temporelles, fondées le plus souvent sur des régressions de Poisson et utilisant les modèles additifs généralisés se perfectionnent. D’autres méthodes d’analyse font leur apparition, dont les études cas-témoins croisées bidirectionnelles (études case-crossover) où la probabilité de l’événement de santé à un jour donné est comparée à la probabilité du même événement de deux autres jours, avant et après, dans un laps de temps court. De ce fait, il ne faut contrôler que l’effet de la météorologie ; il n’est plus nécessaire de contrôler les effets à moyen et long termes, notamment l’effet saison. D’autres approfondissements méthodologiques sont également proposés (programme américain NMMAPS) et font appel à des méthodes bayésiennes. Enfin, pour étudier l’effet harvesting (c’est-à-dire de regroupement), de nouvelles approches se développent également.

Sur le plan des mesures de contrôle à envisager, les effets à court terme des particules ont montré qu’il faut éviter les pics de pollution en définissant de nouveaux standards pour les seuils. Les effets des expositions à long terme observés à des concentrations faibles de particules incitent aussi à réglementer les émissions. n

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