ARTICLE
Auteur(s) : François
Maupetit1, Fabien
Squinazi2
1Centre scientifique et technique
du bâtiment (CSTB), 84, avenue Jean-Jaurès,
Champs-sur-Marne, 77447 Marne-la-Vallée cedex 02, France
2Laboratoire d’hygiène de la ville
de Paris (LHVP), 11, rue George-Eastman, 75013 Paris,
France
Article reçu le 1 Août 2008, accepté le 8 Janvier 2009
La population générale passant près de 21 heures par jour
en intérieur, l’impact potentiel de la qualité de l’air intérieur
sur le confort et la santé humaine sont devenus un sujet de santé
publique incontournable ces dernières années. La qualité de
l’air intérieur dépend de l’équilibre entre le niveau de
ventilation et les différentes sources de pollutions présentes dans
les environnements intérieurs. Les produits de construction,
de décoration et d’ameublement ont déjà été identifiés comme des
sources potentielles de composés organiques volatils (COV) et
d’aldéhydes, dont le formaldéhyde. À ce titre, des procédures
d’évaluation de leurs émissions sur des critères sanitaires ont été
mises en place dans différents pays européens, afin de pouvoir
identifier les produits faiblement émissifs. En France, l’Agence
française de sécurité sanitaire de l’environnement et du travail
(Afsset) a récemment présenté un tel protocole [1]. Cependant, ces
produits ne sont pas les seules sources de pollution présentes dans
les environnements intérieurs, et certains travaux de recherche ont
caractérisé, par exemple, les émissions des produits d’entretien et
de nettoyage ou des équipements bureautiques. En 2005, le Bureau
européen des unions de consommateurs (BEUC) a présenté un rapport
sur les émissions des désodorisants d’intérieur, et notamment de
bâtons d’encens et de bougies parfumées [2]. La combustion
d’encens et de bougies est reconnue comme une source de particules
(PM10 et PM2,5), de monoxyde et de dioxyde de
carbone (CO et CO2) et d’oxydes d’azote (NOx) [3-5]. En
revanche, il existe relativement peu d’informations sur les niveaux
d’émissions de COV et de formaldéhyde associées à ces combustions
[2, 4-7].
L’objet de cette étude est de présenter une méthodologie de
caractérisation des émissions de COV et de formaldéhyde par des
encens et bougies d’intérieur et des niveaux de pollution auxquels
leurs utilisateurs pourraient être exposés. Cette méthodologie a
été appliquée à une gamme complète de produits (25 bâtons d’encens,
11 cônes d’encens, 5 bougies parfumées et 2 concentrés de parfum).
Les résultats ont mis en évidence les axes de progrès
permettant de développer des produits aux niveaux d’émission
maîtrisés et de donner des conseils d’utilisation.
Protocole expérimental
Description de la pièce témoin
Le but de ces mesures étant d’évaluer le niveau d’exposition des
utilisateurs d’encens et de bougies d’intérieur, il a été proposé
de réaliser ces mesures dans des conditions réalistes, à l’échelle
1, dans une pièce témoin de la maison expérimentale MARIA (Maison
automatisée de recherches innovantes sur l’air) du Centre
scientifique et technique du bâtiment (CSTB) [8]. La pièce
témoin d’un volume de 32,3 m3 est vide de tout
mobilier. Le sol est en béton brut, le plafond en béton peint,
et les murs sont revêtus de plaques de plâtre peintes. Pendant
toutes les mesures, la ventilation est contrôlée avec précision.
L’air neuf (air extérieur) est insufflé dans la pièce à l’aide
d’une bouche de soufflage placée au-dessus de l’unique fenêtre,
puis l’air de la pièce témoin est extrait par un système mécanique
d’extraction fixé à la base de la porte. Un débit d’air extrait de
19,5 m3/h, correspondant à un taux de
renouvellement d’air de 0,6 vol/h dans la pièce et
représentatif des conditions de ventilation normales d’un logement,
a été appliqué pendant les mesures. Il faut donc
100 minutes pour que l’air de la pièce soit renouvelé
complètement. Pendant les expériences, la température était de 20 ±
2 °C. L’humidité relative à l’intérieur de la pièce dépendait
principalement de l’humidité relative de l’air neuf. Afin de
s’affranchir des phénomènes d’hétérogénéité des concentrations en
polluants, à l’intérieur de la pièce, résultant des émissions par
combustion d’une source ponctuelle (bâton ou cône d’encens, bougie)
et d’évaluer le niveau moyen d’exposition des utilisateurs de ces
produits, les prélèvements ont été réalisés au niveau du système
d’extraction de l’air intérieur. Avant chaque expérience, le niveau
de pollution de la pièce témoin est caractérisé (mesure du blanc de
la pièce).
Méthodes de mesure des polluants
Les COV ont été prélevés et analysés selon la norme NF ISO 16000-6.
Les COV sont prélevés par pompage sur un support adsorbant
(tubes garnis de Tenax TA®), puis analysés par
désorption thermique (système Perkin Elmer ATD 400) et
chromatographie en phase gazeuse avec double détection :
spectrométrie de masse pour l’identification et l’ionisation de
flamme pour la quantification (système Varian 3800-Saturn 2000).
Les différents COV étudiés (dont le benzène) ont été
quantifiés par étalonnage spécifique. La précision analytique
est de l’ordre de 15 %, et la limite de détection est de
0,3 μg/m3. Au cours de la première série de mesures
portant sur huit produits, les six COV suivants, représentatifs de
la combustion des encens [2, 4-6], ont été recherchés : benzène,
toluène, xylène, styrène, naphtalène, limonène. Par la suite, seul
le benzène a été mesuré, car il représente le principal COV à
l’émission des bâtons et cônes d’encens.
Les aldéhydes et composés carbonylés (dont le formaldéhyde) ont
été prélevés, selon la norme NF ISO 16000-3, par pompage sur des
cartouches remplies de gel de silice garni de DNPH1 (cartouches Waters). Suite à une élution
liquide, ils sont analysés par chromatographie liquide (HPLC, high
performance liquid chromatography) avec détection UV (appareillage
Waters, modèle Alliance). Les différents composés mesurés ont
été quantifiés par étalonnage spécifique. La précision
analytique est de l’ordre de 15 %, et la limite de détection est de
0,3 μg/m3. Les composés suivants ont été
recherchés sur 20 des 43 produits testés : formaldéhyde,
acétaldéhyde, acroléine et benzaldéhyde.
Protocole d’analyse
L’évolution dans le temps des concentrations de COV émis pendant et
après la combustion d’encens ou de bougies d’intérieur a été
relativement peu étudiée. Un protocole d’analyse a donc été mis au
point, afin de mesurer les émissions de benzène et de formaldéhyde
pendant et après leur combustion, afin d’évaluer l’efficacité de la
ventilation à éliminer les polluants émis.
Pour chaque série de mesures, après la mesure du blanc de la
pièce témoin (durée de prélèvement : une heure), quatre
prélèvements et analyses ont été effectués :
- – prélèvement P1 : combustion :
- – durée de prélèvement ajustée à la durée de combustion
pour les encens ;
- – une heure pour la combustion des bougies ou la
diffusion des concentrés de parfum ;
- – prélèvement P2 : postcombustion (de zéro à une heure
après combustion) ;
- – prélèvement P3 : postcombustion (de une à deux heures
après combustion) ;
- – prélèvement P4 : postcombustion (de deux à trois
heures après combustion).
Tous les prélèvements ont été réalisés en double.
Les résultats présentés correspondent à la moyenne des deux
mesures corrigée du blanc de la pièce témoin.
Résultats
La première campagne de mesures a permis de caractériser les
émissions des six COV cibles (benzène, toluène, xylène, styrène,
naphtalène, limonène) et des quatre aldéhydes cibles (formaldéhyde,
acétaldéhyde, acroléine, benzaldéhyde) de deux bâtons d’encens, de
deux cônes d’encens, de deux bougies d’intérieur et de deux
concentrés de parfum utilisés avec un brûle-parfum électrique.
La gamme des concentrations mesurées, pendant et après
l’utilisation de ces différents types de produits, est présentée
dans le tableau 1.
Pour les encens, on constate la présence de composés dont les
niveaux de concentration relativement importants sont associés au
phénomène de combustion : benzène, toluène, xylène, styrène,
formaldéhyde, acétaldéhyde et acroléine. Les autres COV
identifiés à l’émission des encens étaient principalement des
alcools et des terpènes qui représentent vraisemblablement les
bases odorantes de ces produits.
Les émissions des bougies parfumées et des concentrés de parfum
sont très nettement inférieures à celles des bâtons et cônes
d’encens. En particulier, les concentrations en benzène, toluène,
xylène, styrène, naphtalène, limonène, acétaldéhyde, acroléine et
benzaldéhyde des premières bougies et concentrés de parfum testés
étaient inférieures à 3 μg/m3, voire à la limite de
détection analytique (0,3 μg/m3). Le seul
composé présent à un niveau de concentration significatif, mais
très variable d’une bougie à une autre ou d’un concentré à l’autre,
était le formaldéhyde. Les autres COV identifiés à l’émission
des bougies parfumées et des concentrés de parfum sont des alcools
et des terpènes.
Cette première campagne de mesures a également permis de
vérifier que la méthodologie proposée était bien adaptée pour
caractériser la dynamique des émissions des produits testés. Pour
les bâtons et cônes d’encens, les concentrations les plus fortes
ont été mesurées pendant la combustion (P1) et dans l’heure suivant
la combustion (P2). Ensuite, les concentrations des différents
polluants diminuent significativement dans la pièce d’étude sous
l’effet du renouvellement d’air par le système de ventilation.
Pour la suite de cette étude destinée à proposer une stratégie
d’amélioration des émissions des bâtons et cônes d’encens, il a
donc été décidé de se focaliser sur les trois composés suivants :
benzène, formaldéhyde et acétaldéhyde.
Les concentrations minimales, maximales, médianes et moyennes
des trois principaux composés mesurés (benzène, formaldéhyde,
acétaldéhyde), pendant et après la combustion des 25 bâtons
d’encens, des 11 cônes d’encens et des 5 bougies d’intérieur, sont
présentées dans les tableaux 2 à 4.
L’ensemble des résultats obtenus est très cohérent avec ceux
d’autres études, même si les méthodologies adoptées peuvent parfois
différer [2, 4-6].
Les bâtons et cônes d’encens testés présentent tous le même type
de profil d’émission : les concentrations les plus importantes sont
mesurées pendant (P1) et surtout juste après (P2) la combustion.
Ensuite, les concentrations diminuent dans la pièce d’essai sous
l’effet de la ventilation. Les figures 1 à 3 illustrent
ainsi les profils d’émission du benzène, du formaldéhyde et de
l’acétaldéhyde par les différents types de produits testés.
Les niveaux de concentration de benzène mesurés pendant et après
la combustion des bâtons et cônes sont pratiquement identiques
(figure 1). En
revanche, les cônes d’encens émettent nettement plus de
formaldéhyde (figure
2) et d’acétaldéhyde (figure 3) que les bâtons
d’encens. Cette différence doit vraisemblablement s’expliquer par
un mode de combustion différent. En effet, pour les cônes d’encens,
la masse brûlée est plus importante et la combustion plus rapide
(masse brûlée = 0,49 g ; durée de combustion =
17 minutes, valeurs médianes) que pour les bâtons d’encens
(masse brûlée = 0,32 g ; durée de combustion =
29 minutes, valeurs médianes).
Par ailleurs, pour les bougies parfumées, on constate des
niveaux de concentration de tous les composés mesurés nettement
inférieurs à ceux mesurés pour les encens. On remarque cependant un
profil d’émission du formaldéhyde différent pour les bougies avec
des concentrations qui augmentent significativement après la
combustion de la bougie (tableau 4).
Cette observation pourrait éventuellement refléter des phénomènes
de réactivité chimique postcombustion entre certains composés
présents dans l’air intérieur (par exemple, l’ozone) et d’autres
composés émis pendant la combustion de la bougie, notamment les
terpènes [9]. Cette observation nous a amenés à modifier le
protocole d’essai pour les bougies d’intérieur après la première
série de mesures sur deux bougies. Par la suite, la durée de chacun
des trois prélèvements postcombustion a été de deux heures pour
évaluer ces éventuels phénomènes de réactivité jusqu’à six heures,
après utilisation d’une bougie d’intérieur.
Tableau 1 Gamme de concentrations (μg/m3)
des composés organiques volatils (COV) cibles, des COV totaux
(TVOC) et des aldéhydes cibles pendant et après utilisation
(ensemble des prélèvements) pour les premiers produits testés :
deux bâtons d’encens, deux cônes d’encens, deux bougies parfumées
et deux huiles essentielles.Table 1. Range of concentrations
(μg/m3) of target volatile organic compounds (VOCs),
total VOCs (TVOCs) and target aldehydes during and after use (all
samples) for the first products tested: two incense sticks, two
incense cones, two scented candles and two essential oils.
|
Bâtons d’encens
|
Cônes d’encens
|
Bougies parfumées
|
Huiles essentielles
|
|
Masse brûlée (g)
|
0,85-1,25
|
0,80-0,90
|
5,50-6,90
|
/
|
|
Durée combustion (minutes)
|
45-65
|
15-17
|
60
|
60
|
|
Benzène
|
5-30
|
2-13
|
< 0,3
|
< 0,3
|
|
Toluène
|
1-15
|
0-13
|
< 0,3
|
0-1
|
|
Xylènes
|
0-6
|
0-5
|
< 0,3
|
0-1
|
|
Styrène
|
0-12
|
0-5
|
0-3
|
0-2
|
|
Limonène
|
0-3
|
0-2
|
0-4
|
1-250
|
|
Naphtalène
|
0-3
|
0-1
|
0-1
|
< 0,3
|
|
TVOC
|
30-510
|
30-300
|
10-100
|
30-330
|
|
Formaldéhyde
|
5-50
|
15-60
|
2-50
|
2-60
|
|
Acétaldéhyde
|
10-50
|
15-65
|
0,5-3
|
0-1
|
|
Acroléine
|
0-2
|
0-10
|
< 0,3
|
< 0,3
|
|
Benzaldéhyde
|
0-12
|
0-6
|
0-4
|
1-4
|
Tableau 2 Synthèse des résultats obtenus pour les
bâtons d’encens : nombre de mesures, masse brûlée (g), durée de
combustion (minutes) et concentrations en benzène, formaldéhyde et
acétaldéhyde (μg/m3) pour chacun des quatre
prélèvements.Table 2. Synthesis of results for incense sticks:
number of measurements, burnt mass (g), duration of combustion
(minutes) and concentrations of benzene, formaldehyde and
acetaldehyde (μg/m3) for each of the four samples.
|
Bâtons d’encens
|
Prélèvement
|
Nombre
|
Minimum
|
Maximum
|
Médiane
|
Moyenne ± écart type
|
|
Masse brûlée (g)
|
|
25
|
0,16
|
1,25
|
0,32
|
0,44 ± 0,27
|
|
Durée combustion (minute)
|
|
25
|
15
|
64
|
29
|
32 ± 12
|
|
Benzène
|
P1
|
25
|
1,4
|
30,7
|
4,3
|
7,7 ± 7,8
|
|
P2
|
25
|
2,2
|
28,8
|
6,6
|
8,9 ± 6,8
|
|
P3
|
25
|
0,7
|
11,9
|
3,1
|
4,5 ± 3,6
|
|
P4
|
25
|
< 0,3
|
5,7
|
1,6
|
2,2 ± 1,8
|
|
Formaldéhyde
|
P1
|
7
|
< 0,3
|
37,1
|
9,8
|
12,7 ± 11,6
|
|
P2
|
7
|
< 0,3
|
39,3
|
6,4
|
13,5 ± 14,1
|
|
P3
|
7
|
< 0,3
|
38,2
|
3,8
|
8,1 ± 13,4
|
|
P4
|
7
|
< 0,3
|
47,5
|
2,9
|
9,2 ± 17,1
|
|
Acétaldéhyde
|
P1
|
7
|
4,5
|
32,4
|
8,5
|
14,4 ± 11,1
|
|
P2
|
7
|
5,6
|
47,4
|
9,8
|
17,9 ± 15,9
|
|
P3
|
7
|
2,9
|
23,1
|
5,2
|
8,6 ± 7,7
|
|
P4
|
7
|
1,7
|
13,5
|
3,6
|
5,2 ± 4,4
|
Tableau 3 Synthèse des résultats obtenus pour les cônes
d’encens : nombre de mesures, masse brûlée (g), durée de combustion
(minutes) et concentrations en benzène, formaldéhyde et
acétaldéhyde (μg/m3) pour chacun des quatre
prélèvements.Table 3. Synthesis of results for incense cones:
number of measurements, burnt mass (g), duration of combustion
(minutes) and concentrations of benzene, formaldehyde and
acetaldehyde (μg/m3) for each of the four samples.
|
Cônes d’encens
|
Prélèvement
|
Nombre
|
Minimum
|
Maximum
|
Médiane
|
Moyenne ± écart type
|
|
Masse brûlée (g)
|
|
11
|
0,39
|
0,90
|
0,49
|
0,58 ± 0,19
|
|
Durée combustion (min)
|
|
11
|
10
|
25
|
17
|
18 ± 5
|
|
Benzène
|
P1
|
11
|
3,5
|
13,4
|
5,9
|
6,3 ± 3,0
|
|
P2
|
11
|
3,1
|
13,0
|
6,4
|
7,6 ± 3,2
|
|
P3
|
11
|
0,7
|
4,8
|
3,2
|
3,1 ± 1,3
|
|
P4
|
11
|
< 0,3
|
3,1
|
1,5
|
1,4 ± 0,9
|
|
Formaldéhyde
|
P1
|
6
|
17,7
|
51,0
|
39,3
|
37,3 ± 11,1
|
|
P2
|
6
|
15,9
|
57,6
|
28,5
|
32,5 ± 16,1
|
|
P3
|
6
|
3,4
|
43,8
|
9,7
|
18,4 ± 17,1
|
|
P4
|
6
|
2,0
|
51,0
|
10,0
|
18,9 ± 20,7
|
|
Acétaldéhyde
|
P1
|
6
|
21,8
|
42,2
|
29,6
|
30,1 ± 7,4
|
|
P2
|
6
|
17,1
|
64,5
|
36,6
|
36,6 ± 17,9
|
|
P3
|
6
|
6,6
|
29,3
|
13,5
|
16,4 ± 10,1
|
|
P4
|
6
|
3,0
|
23,7
|
6,5
|
9,8 ± 8,1
|
Tableau 4 Synthèse des résultats obtenus pour les
bougies : nombre de mesures, masse brûlée (g), durée de combustion
(minutes) et concentrations en benzène, formaldéhyde et
acétaldéhyde (μg/m3) pour chacun des quatre
prélèvements.Table 4. Synthesis of results for candles: number of
measurements, burnt mass (g), duration of combustion (minutes) and
concentrations of benzene, formaldehyde and acetaldehyde
(μg/m3) for each of the four samples.
|
Bougies
|
Prélèvement
|
Nombre
|
Minimum
|
Maximum
|
Médiane
|
Moyenne ± écart type
|
|
Masse brûlée (g)
|
|
5
|
3,24
|
7,60
|
6,90
|
6,08 ± 1,77
|
|
Durée combustion (min)
|
|
5
|
60
|
60
|
60
|
60
|
|
Benzène
|
P1
|
5
|
< 0,3
|
< 0,3
|
< 0,3
|
< 0,3
|
|
P2
|
5
|
< 0,3
|
0,6
|
< 0,3
|
< 0,3
|
|
P3
|
5
|
< 0,3
|
1,0
|
< 0,3
|
< 0,3
|
|
P4
|
5
|
< 0,3
|
1,0
|
< 0,3
|
< 0,3
|
|
Formaldéhyde
|
P1
|
5
|
< 0,3
|
13,6
|
1,6
|
3,6 ± 5,6
|
|
P2
|
5
|
1,2
|
30,8
|
2,4
|
8,1 ± 12,8
|
|
P3
|
5
|
< 0,3
|
39,9
|
2,3
|
9,3 ± 17,2
|
|
P4
|
5
|
< 0,3
|
50,4
|
3,0
|
12,1 ± 21,5
|
|
Acétaldéhyde
|
P1
|
5
|
0,5
|
1,5
|
0,8
|
0,9 ± 0,4
|
|
P2
|
5
|
0,7
|
3,8
|
2,0
|
2,0 ± 1,2
|
|
P3
|
5
|
1,0
|
2,7
|
1,9
|
1,8 ± 0,7
|
|
P4
|
5
|
1,1
|
2,1
|
1,3
|
1,6 ± 0,5
|
Discussion
L’utilisation de bâtons ou cônes d’encens et de bougies parfumées
dans les environnements intérieurs se traduit par des niveaux de
concentration de quelques μg/m3 à quelques dizaines de
μg/m3 de certains composés volatils pendant
l’utilisation et quelques heures après, avant que le système de
ventilation n’ait assuré l’extraction de ces polluants.
Le tableau 5 présente une
comparaison des concentrations médianes mesurées juste après la
combustion (prélèvement P2 : postcombustion) avec les
concentrations de ces mêmes polluants mesurées, par l’Observatoire
de la qualité de l’air intérieur (OQAI), dans l’air extérieur et
dans l’air intérieur des logements en France [10]. On rappelle que
ces concentrations représentent une valeur médiane de l’exposition
mesurée pendant une semaine. Ces valeurs intègrent donc la
contribution de l’air extérieur, des sources émissives « continues
» (produits de construction et de décoration, ameublement, etc.) et
des sources émissives « discontinues » (produits d’entretien,
désodorisants d’intérieur, activités humaines, etc.). On constate
ainsi que l’utilisation de certains produits de consommation
courante, comme les désodorisants d’intérieur, va rajouter une
pollution ponctuelle au niveau de pollution global de l’air
intérieur. Il convient donc de limiter, autant que faire se
peut, les émissions de l’ensemble des sources d’émissions dans les
environnements intérieurs (produits de construction et de
décoration, ameublement, mais aussi produits d’entretien et
désodorisants d’intérieur) d’une part, et d’assortir l’utilisation
des produits à des recommandations en matière d’aération des
environnements intérieurs ou de fréquence d’utilisation, d’autre
part.
Les premières mesures réalisées ont montré des caractéristiques
d’émissions différentes entre les encens, d’une part, et les
bougies et concentrés de parfum, d’autre part. Dans le but de
maîtriser les émissions, cette méthodologie a été prioritairement
appliquée aux bâtons et aux cônes d’encens. En effet, les mesures
réalisées sur les bâtons et les cônes d’encens ont rapidement
suggéré une relation entre les concentrations émises et la masse de
produit brûlée. La figure 4 illustre les
concentrations mesurées en benzène, en formaldéhyde et en
acétaldéhyde, juste après la combustion des bâtons d’encens
(prélèvement P2 : postcombustion, une heure), en fonction de la
masse d’encens brûlée. On peut ainsi constater que plus la masse
brûlée est faible, plus les concentrations des produits de
combustion sont basses. Afin de limiter les émissions polluantes de
ce type de produits, une réflexion a donc été engagée avec les
fabricants, et l’axe de progrès retenu a concerné la diminution des
masses de produits brûlées.
La figure 5
illustre l’évolution des émissions d’un bâton d’encens présentant
la même base parfumée suite aux modifications de formulation
effectuées par son fabricant. Le bâton 2 présentait une durée
de combustion de 64 minutes et une masse brûlée de
1,25 g, alors que sa formulation allégée (bâton 25) présente
une durée de combustion de 31 minutes pour une masse brûlée de
0,45 g. On peut constater une réduction d’un facteur 4 à 5 des
concentrations de benzène et de formaldéhyde, respectivement
associées à ce changement de formulation (figure 5). Cette réduction
des émissions a également été constatée pour l’acétaldéhyde et le
benzaldéhyde.
Les niveaux de concentration de benzène et de formaldéhyde
mesurés dans cette étude permettent de construire des scénarios
d’exposition, puis d’évaluer et de quantifier les risques
sanitaires encourus par la population exposée [11, 12].
Les résultats de la quantification des risques sanitaires à
long terme ont permis ensuite d’abandonner des produits au profit
de produits moins émissifs, de modifier les produits en diminuant
la masse à brûler et de formuler des conseils d’utilisation des
parfums d’intérieur retenus.
Tableau 5 Concentrations médianes mesurées par
l’Observatoire de la qualité de l’air intérieur (OQAI) dans l’air
extérieur et l’air intérieur des logements français [10] et
concentrations médianes à l’émission des bâtons d’encens, des cônes
d’encens et des bougies (deuxième prélèvement : P2)
(μg/m3).Table 5. Median concentrations measured by the
Observatoire de la qualité de l’air intérieur (OQAI) in the outdoor
and indoor air of French homes [10] and median emission
concentrations of incense sticks, incense cones and candles (second
samples: P2) (μg/m3).
|
Benzène
|
Formaldéhyde
|
Acétaldéhyde
|
|
OQAI air extérieur
|
< 1,1
|
1,9
|
1,3
|
|
OQAI air intérieur
|
2,1
|
19,6
|
11,6
|
|
Bâtons encens
|
6,6
|
6,4
|
9,8
|
|
Cônes encens
|
6,4
|
28,5
|
36,6
|
|
Bougies
|
< 0,3
|
2,4
|
2,0
|
Scénarios d’exposition
Plusieurs types d’exposition ont été étudiés. La voie
d’exposition considérée est exclusivement la voie respiratoire
(inhalation des deux substances chimiques émises par les parfums
d’intérieur).
L’exposition aiguë correspond au niveau maximum de chacune des
deux substances considérées, c’est-à-dire la valeur d’exposition
maximale lors de l’émission des parfums d’intérieur à laquelle
s’ajoute la valeur de fond des logements (2,1 μg/m3
pour le benzène ; 19,6 μg/m3 pour le formaldéhyde ;
médianes observées pour les 567 logements étudiés par l’OQAI) [11].
L’exposition aiguë représente le scénario d’exposition
S1.
La dose d’exposition aiguë est égale à :
Où :
- – CIA : concentration aiguë inhalée en
μg/m3 ;
- – Cmax : concentration d’exposition maximum
en μg/m3 ;
- – Cint : concentration moyenne d’exposition
en air intérieur en μg/m3.
L’exposition chronique est envisagée en fonction de la fréquence
d’utilisation du parfum d’intérieur. La cible retenue est une
population adulte avec un scénario « vie entière », soit une durée
d’exposition conventionnelle de 70 ans. L’exposition
journalière à une substance chimique est égale au produit de la
concentration de cette substance dans chacun des
microenvironnements fréquentés durant la journée par le temps passé
dans ces microenvironnements. Les durées d’exposition prises
en compte sont celles d’un adulte, soit trois heures et
22 minutes en milieu extérieur et 20 heures et
38 minutes dans les environnements intérieurs [13]. En
l’absence de valeurs de concentration disponibles dans d’autres
environnements intérieurs (bureaux, moyens de transports, etc.),
seules les données mesurées dans les logements ont été retenues
(2,1 μg/m3 pour le benzène ;
19,6 μg/m3 pour le formaldéhyde). Pour le milieu
extérieur, les concentrations suivantes ont été retenues :
1,7 μg/m3 pour le benzène ;
2,6 μg/m3 pour le formaldéhyde [14].
La fraction d’exposition journalière au parfum d’intérieur
correspond à la concentration moyenne mesurée en benzène et
formaldéhyde lors de la combustion et aux trois périodes de
postcombustion du parfum d’intérieur, à laquelle s’ajoute la valeur
de fond rencontrée dans les logements.
Plusieurs scénarios (S) d’utilisation annuelle sont distingués
:
- – S2 : aucune utilisation du parfum
d’intérieur (scénario neutre ou témoin) ;
- – S3 : utilisation à fréquence très faible :
une fois par mois (12 utilisations dans l’année) ;
- – S4 : utilisation une fois par semaine (52
utilisations dans l’année) ;
- – S5 : utilisation à fréquence faible : deux
journées par semaine (104 utilisations dans l’année) ;
- – S6 : utilisation à fréquence moyenne :
trois journées par semaine (156 utilisations dans l’année) ;
- – S8 : utilisation à fréquence importante :
cinq journées par semaine (260 utilisations dans l’année) ;
- – S9 : utilisation une fois par jour (365
utilisations dans l’année) ;
- – S10 : utilisation à fréquence très
importante : deux fois par jour (730 utilisations dans
l’année).
La dose journalière d’exposition est égale à :
Où :
- – CIi : concentration moyenne inhalée en
μg/m3 ;
- – Ci : concentration de la substance i dans
l’air inhalé pendant la fraction de temps d’exposition
ti en μg/m3 ;
- – ti : fraction de temps d’exposition à la
concentration Ci pendant une journée ;
- – Fan : fréquence annuelle d’exposition
(nombre de jours d’exposition par an sur 365).
Ainsi, le scénario d’utilisation, S5, « deux fois par
semaine » correspond à la formule suivante :
Où :
- – C ext : concentration moyenne d’exposition
en air extérieur en μg/m3 ;
- – t ext-adulte : fraction de temps
d’exposition à la concentration Cext pendant une journée
pour un adulte ;
- – t int-adulte : fraction de temps
d’exposition à la concentration Cint pendant une journée
pour un adulte ;
- – C moy : concentration d’exposition moyenne
en μg/m3 ;
- – t ext : fraction de temps
d’exposition.
Caractérisation des risques sanitaires
L’évaluation de l’exposition au benzène et au formaldéhyde permet
de caractériser les risques sanitaires en déterminant un indice de
risque (IR) pour les effets aigus et chroniques obéissant à des
relations dose-réponse à seuil et un excès de risque individuel
(ERI) pour les effets obéissant à des relations dose-réponse sans
seuil (effets cancérigènes généralement).
Les effets aigus sont des troubles liés à une exposition courte
mais à forte dose. Généralement, ils sont immédiats ou surviennent
à court terme et disparaissent spontanément quand cesse
l’exposition, si celle-ci n’a pas occasionné des désordres
irréversibles.
Les effets chroniques correspondent à des troubles en rapport
avec une exposition faible et prolongée ou répétée dans le temps.
Ils surviennent en général avec un temps de latence qui peut
atteindre plusieurs mois, voire des décennies et sont
habituellement irréversibles en l’absence de traitement.
Pour chaque substance i, un IRi, aigu ou chronique,
est calculé en faisant le rapport entre la concentration moyenne
inhalée et la concentration admissible dans l’air pour l’effet
considéré (CAA : valeur toxicologique de référence (VTR) par voie
respiratoire) :
Où :
- – IRi : indice de risque (sans
unité) ;
- – CIi : concentration inhalée de la substance
i exprimée en μg/m3 ;
- – CAAi : concentration admissible dans l’air
(VTR par voie respiratoire) exprimée en μg/m3.
L’IR est un indicateur de nature qualitative : un rapport
inférieur à 1 signifie que la population exposée est théoriquement
hors de danger, alors qu’un IR supérieur à 1 signifie que l’effet
toxique peut se déclarer sans qu’il soit possible de prédire la
probabilité de survenue de cet événement.
Pour le benzène, la VTR aiguë par voie respiratoire est celle
proposée par l’Agency for Toxic Substances and Disease Registry
(ATSDR) [15], fondée sur une diminution des processus
immunologiques (160 μg/m3), la VTR chronique est
celle proposée par le United States Environmental Protection Agency
(US-EPA) [30 μg/m3], basée sur une diminution du
nombre de lymphocytes [16]. Pour le formaldéhyde, l’ATSDR [15]
propose une VTR aiguë de 50 μg/m3 basée sur une
étude d’exposition de deux heures chez l’homme (volontaires).
Les effets rencontrés étaient des démangeaisons et
éternuements, des congestions des muqueuses et une sensation de
brûlure au niveau des yeux et du nez. L’Afsset propose une valeur
guide d’air intérieur pour une exposition à court terme de
50 μg/m3 sur deux heures [17]. La VTR
chronique est celle de l’ATSDR de 10 μg/m3 [15].
Cette VTR est basée sur une étude menée chez l’homme (population de
travailleurs) ayant mis en évidence des changements histologiques
des tissus du nez. Pour l’Afsset, la valeur guide d’air intérieur
pour une exposition à long terme est de 10 μg/m3
[17].
Les effets sans seuil (cancérogènes et mutagènes) ont une
probabilité de survenue jamais nulle quelle que soit la dose reçue.
Cette probabilité croît avec la dose, l’intensité de l’effet
n’étant pas modifiée par la dose. L’évaluation des risques est
véritablement quantitative. La probabilité d’occurrence du
cancer au cours de la vie d’un individu qui serait exposé, sa vie
entière, à une unité de dose de la substance cancérigène est donnée
par l’ERIi pour chaque substance étudiée i :
Ou :
- – ERIi : excès de risque individuel (sans
unité) – probabilité qu’une personne a de développer l’effet
associé à une substance cancérogène pendant sa vie du fait de
l’exposition considérée ;
- – CIi : concentration inhalée du polluant i
exprimée en μg/m3 ;
- – T : durée d’exposition ;
- – Tm : durée pendant laquelle l’exposition
est moyennée (ex. : 70 ans assimilés à la vie
entière) ;
- – ERIUi : excès de risque unitaire par
inhalation exprimé en (μg/m3)–1
– probabilité de survenue de l’effet chez un individu pour une
exposition à une unité de dose durant toute la vie (en général :
1 μg/m3 pour l’inhalation) et 24 heures sur
24.
Remarque : ici T/Tm = 1, l’exposition est considérée
sur 70 ans.
Il est possible d’avoir également un résultat rendu sous forme
d’impact ou d’excès de risque collectif (ERC) qui représente une
estimation du nombre de cancers en excès pour la population d’étude
:
Où :
- – ERCi : excès de risque collectif
– estimation du nombre de cancers en excès – lié à
l’exposition étudiée, qui devrait survenir au cours de la vie d’un
groupe d’individus ;
- – ERIi : excès de risque individuel (sans
unité) ;
- – n : population concernée (nombre de personnes).
Pour le benzène, la fourchette protectrice proposée par l’US-EPA
[16] est retenue, car elle encadre toutes les autres valeurs
proposées : ERU de 2,2 à 7,8 × 10–6
(μg/m3)–1 pour le risque de leucémie pour une
exposition chronique par inhalation. Cette VTR a été obtenue à
partir d’une étude de cohorte professionnelle.
Pour le formaldéhyde, Santé Canada (2001) [18] propose l’ERU de
2 × 10–10 (μg/m3)–1 pour une
exposition chronique par inhalation. Cette VTR a été obtenue à
partir d’une étude de cancers de voies aériennes supérieures, selon
un modèle biologique de croissance clonale à deux étapes.
Conseils d’utilisation des parfums d’intérieur
Afin que l’utilisation des parfums d’intérieur ne pose pas de
problème sanitaire aigu ou chronique (effets avec seuil), l’IR pour
les substances étudiées (benzène et formaldéhyde) doit être
inférieur à 1.
Concernant les effets sans seuil (effets cancérigènes), il a été
proposé que le scénario d’utilisation n’entraîne pas un cas de
cancer supplémentaire pour la population exposée, soit un ERI
maximal inférieur à 5,50 × 10–6 pour le benzène (ce qui
donne bien moins d’un cas de cancer supplémentaire pour une
population d’un million de personnes avec un scénario témoin pour
lequel le risque de survenue d’un cancer est de 4,5 ×
10–6) et un ERI inférieur à 23,4 × 10–5 pour
le formaldéhyde (moins d’un cas de cancer supplémentaire pour une
population de 100 000 personnes par rapport au scénario témoin pour
lequel le risque de survenue d’un cancer est de 22,4 ×
10–5).
Conclusion
La campagne de mesures des émissions de benzène et de formaldéhyde
par des parfums d’intérieur, réalisée à l’échelle 1 dans une pièce
témoin de la maison expérimentale MARIA, a permis d’évaluer le
niveau d’exposition des utilisateurs de ces produits. Cette
méthodologie a été appliquée à 25 bâtons d’encens, à 11 cônes
d’encens, à 5 bougies parfumées et à 2 concentrés de parfums.
Les niveaux d’exposition des principaux composés émis,
notamment benzène, formaldéhyde et acétaldéhyde, ont été
caractérisés pendant et après les combustions.
Pour les bâtons et cônes d’encens, les émissions de benzène et
de formaldéhyde sont les plus fortes pendant la combustion et dans
l’heure suivant la combustion, puis elles diminuent
significativement. Les bougies émettent nettement moins de
benzène et de formaldéhyde que les cônes et bâtons d’encens. On
remarque, cependant, que les concentrations en formaldéhyde
augmentent significativement après la combustion. Par ailleurs, les
cônes d’encens émettent plus de formaldéhyde que les bâtons
d’encens.
Ces analyses ont permis d’évaluer et de quantifier des risques
sanitaires encourus par la population exposée aux émissions de
benzène et de formaldéhyde par des encens et des bougies
d’intérieur après l’élaboration de scénarios d’exposition. Cette
méthodologie a été utilisée avec succès, d’une part, pour modifier
les produits et abandonner des produits au profit d’autres moins
émissifs et, d’autre part, pour proposer des conseils sur la
fréquence d’utilisation de ces parfums d’intérieur en fonction des
risques sanitaires à long terme.
Remerciements et autres mentions
Conflit d’intérêt : aucun. Les auteurs souhaitent remercier
l’ensemble des partenaires scientifiques, des fabricants et
distributeurs qui se sont associés financièrement à ce projet.
Références
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travail (Afsset). Procédure de qualification des produits de
construction sur la base de leurs émissions de composés organiques
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4 Lee SC, Wang B. Characteristics of emissions of air
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Proceedings of the 11th International Conference on Indoor Air
Quality and Climate – Indoor Air 2008, 17-22 August 2008,
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8 Ribéron J, O’Kelly P. Maison automatisée de
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9 Nazaroff WW, Weschler CJ. Cleaning products and air
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10 Kirchner S, Arenes JF, Cochet C, et al.
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11 Institut national de l’environnement et des risques
industriels (Ineris). Guide méthodologique : évaluation des risques
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12 Institut national de veille sanitaire (InVS). Guide pour
l’analyse du volet sanitaire des études d’impact.
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13 Gauvin S. Pollution atmosphérique d’origine automobile et
développement de la maladie asthmatique de l’enfant. Étude VESTA,
thèse pour le grade de docteur ès sciences de l’université
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14 AIRPARIF. Surveillance de la qualité de l’air en
Île-de-France. http://www.airparif.asso.fr.
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16 United States Environmental Protection Agency (US-EPA).
http://www.epa.gov/iris/subst/index.html.
17 Agence française de sécurité sanitaire de l’environnement et
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En40-215/61F. Ottawa : Ministère des Travaux publics et des
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|
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