Explicitation et réduction de l’incertitude liée à l’ingestion de sol en évaluation des expositions environnementales

ARTICLE

Auteur(s) : Philippe Glorennec

École nationale de la santé publique, avenue du Pr. Léon Bernard, 35043 Rennes cedex, France

Estimations de la quantité de sol ingérée

Les mass balance studies (c’est-à-dire les études fondées sur le principe de conservation de la masse), plus récentes [8–14], utilisent des éléments inorganiques (silicium, aluminium, titanium…) présents dans les sols mais rares dans le régime alimentaire, peu (ou pas) absorbés (ni sécrétés) par le tractus gastro-intestinal et donc éliminés sans influence du système digestif sur la masse excrétée. La quantité de sol (ou poussières) ingérée est déduite des mesures de ces éléments dans les sols et dans les excréments, par calcul de la quantité ingérée expliquant cette masse dans les fèces [5]. Une source d’erreur, qui peut être corrigée, dans ce type d’études est la présence des traceurs dans le régime alimentaire, ou dans d’autres vecteurs comme le dentifrice, les médicaments… Elle rend nécessaire l’utilisation simultanée de plusieurs traceurs. Ces études portant sur les enfants de 1 à 7 ans sont décrites et discutées dans les documents de l’United States Environmental Protection Agency (US EPA) proposant des valeurs pour les paramètres humains d’exposition [7,15,16] ; leurs caractéristiques et résultats principaux sont présentés dans le tableau 1( Tableau 1 ).

Outre l’incertitude liée à la mesure, on observe une forte variation interindividuelle des quantités ingérées, ce qui introduit une incertitude sur l’estimation de la quantité moyenne, du fait du peu d’observations (au mieux quelques dizaines d’enfants).

Si l’on souhaite utiliser ces valeurs dans le cadre d’une évaluation des risques sanitaires, s’ajoute l’incertitude liée à la transposition de résultats de la population des études originales aux populations dont on souhaite évaluer l’exposition, et dont les caractéristiques pouvant influencer l’ingestion de sol (habitat, climat, type de sol, saison d’étude, budgets espace-temps-activités, hygiène…) peuvent être différentes de celles, pas toujours connues précisément d’ailleurs, des études.

Les premières recommandations à des fins d’évaluation des risques sanitaires [19] datent des années 1980 et se sont multipliées à mesure de l’acquisition de données par les mass balance studies. Une synthèse en est proposée par Binkowitz [20] qui remarque que les études sont peu nombreuses, surtout pour les adultes, mais que leurs résultats ne sont pas pour autant concordants, notamment du fait de méthodologies différentes. Un point crucial a été soulevé par Stanek [12,21] : il s’agit de la variabilité temporelle de l’ingestion de sol pour un même individu. Il suggère de la prendre en compte pour établir des estimations pour des expositions chroniques, à partir des études d’observations sur quelques jours. Il propose des valeurs pour des durées d’exposition d’une semaine à un an [22] ou sur le long terme [21]. Il est important de noter que ces estimations sont, pour des enfants, de l’ordre de 24 mg/j pour la médiane, de 31 mg/j pour la moyenne, et de 91 mg/j pour le 95^e percentile. Elles sont donc du même ordre de grandeur mais inférieures à la plupart des recommandations (comprises entre 50 et 100 mg/j) des instances d’évaluation des risques sanitaires, présentées dans le tableau 2( Tableau 2 ). Celles-ci ne recommandent pas de valeurs distinctes selon la durée de l’exposition. La plus récente recommandation [15], qui inclut les derniers travaux de Stanek [21], fait exception en proposant des valeurs plus faibles, et par tranches d’âge. Au sujet de la fiabilité des estimations, on peut noter que l’EPA la juge moyenne, compte tenu de la qualité et de la quantité, limitée, des données qui ne permettent notamment pas de s’assurer de la représentativité spatiale et temporelle des estimations.

Les estimations de Sheppard [23] présentent l’avantage de distinguer l’ingestion à l’intérieur et à l’extérieur, ce qui est utile si les concentrations à l’intérieur et l’extérieur sont connues et différentes. Celles de Simon [6] présentent celui de distinguer plusieurs types d’usage du sol et de comportements (urbain, rural, agricole…). Ces deux propositions n’intègrent cependant pas la variabilité temporelle de l’ingestion de sol et ne sont pas a priori utilisables pour des durées d’exposition longues.

Pour ce qui concerne les adultes, très peu d’études ont été conduites [24,25]. La mass balance study de Calabrese, la plus fiable selon l’US EPA, estime la quantité journalière de sol ingérée par un adulte entre 30 et 100 mg/j. Elle ne portait que sur 6 individus pendant 2 semaines, et l’incertitude associée à son utilisation est donc importante. L’EPA recommande une valeur moyenne de 50 mg/j, assortie d’un faible degré de confiance du fait de la courte période d’étude et de la représentativité inconnue de la population étudiée [7].
Tableau 1 Estimations de la quantité de sol ingérée dans les mass balance studies.

Propositions pour le choix de valeurs

On peut certes en première approche utiliser les valeurs ponctuelles génériques [7], reprises dans le tableau 2, pour un repérage (screening) des substances d’intérêt, des voies d’exposition les plus contributives à la dose, des populations les plus à risque. Ces valeurs ne tiennent pas compte (cf. supra) de la variabilité temporelle de l’ingestion de sol et peuvent ainsi surestimer la dose liée à l’ingestion de sol. De telles valeurs majorantes ne doivent en conséquence pas servir à caractériser le risque, faute de quoi les décisions seraient inappropriées [26].

Si les expositions ainsi rapidement estimées ne sont pas négligeables, on peut alors procéder à la sélection d’un jeu de données adapté à la situation que l’on étudie :

• - à l’âge : on peut alors se reporter aux derniers travaux de l’EPA [15]), indiqués dans le tableau 2 et qui présentent l’avantage d’être cohérentes avec les estimations portant (cf. paragraphe suivant) sur des longues durées d’exposition ;
• – à la durée d’exposition : on peut se reporter aux travaux de Stanek [21, 22] qui propose des estimations pour des durées d’exposition d’une semaine et un an ;
• – à la différenciation intérieur/extérieur : on peut utiliser les estimations de Sheppard [23] pour des expositions courtes (quelques jours).

Ces deux dernières estimations qui peuvent être utiles selon le contexte sont présentées dans le tableau 3( Tableau 3 ). En fonction des situations, et si l’enjeu le justifie, on peut être amené à combiner ces informations entre elles, ou avec d’autres comme celles de Simon [6] qui catégorise ses estimations selon le type de sol et d’activité. Il convient cependant de garder à l’esprit les incertitudes dont sont entachées les études originales et de ne pas donner à l’utilisateur de l’évaluation des risques sanitaires une fausse impression de précision due à la sophistication des calculs. Si l’on souhaite tenir compte, par exemple, à la fois de l’âge et de différents comportements, il peut être plus approprié d’utiliser les données stratifiées par âge et de conduire une analyse de sensibilité par rapport aux comportements.

Enfin, si l’on souhaite quantifier et présenter l’incertitude et la variabilité séparément, par exemple par simulation de Monte Carlo en deux dimensions [27], les distributions de Stanek [21] peuvent être utilisées. Pour une prise en compte plus complète de l’incertitude en tenant compte de l’ensemble des distributions proposées dans la littérature, on peut se reporter à l’étude de Binkowitz [20].
Tableau 3 Estimations de la quantité de sol ingérée selon la durée d’exposition ou le lieu d’exposition.

Discussion

• – les études sont peu nombreuses, difficiles, leurs résultats sont incertains et les possibilités de généralisations hasardeuses, vu les faibles échantillons (ainsi que le faible niveau de description du contexte et des conditions d’observation) ;
• – les estimations proposées par les différents auteurs sont du même ordre de grandeur ;
• – elles varient néanmoins dans un facteur deux à trois, selon les méthodes utilisées, et les données retenues en fonction des types d’exposition (durée et modalités d’exposition, âge).

Ces différences peuvent avoir leur importance si le risque estimé est gouverné par cette voie d’exposition. Il convient alors de sélectionner soigneusement la meilleure information disponible, adaptée au cas que l’on traite, plutôt que d’utiliser de façon quasi systématique une quantité de sol ingérée de 100 ou 150 mg/j pour des expositions chroniques. Cette pratique, courante en France, est d’ailleurs peu compatible avec les commentaires de l’EPA [7] sur la non-validité de l’estimation pour des expositions longues. En tout état de cause, le choix des valeurs doit être effectué en toute transparence, principe fondateur de l’évaluation des risques sanitaires.

Quelle que soit la méthode retenue, la discussion des incertitudes revêt une importance considérable et doit être présentée sur le même plan que les résultats eux-mêmes, et une analyse de sensibilité des résultats à la quantité de sol ingérée paraît indispensable.

Par ailleurs, en complément des expositions chroniques, il peut être utile d’estimer les expositions aiguës dues à l’ingestion occasionnelle, par les jeunes enfants, de grandes quantités de sol (5 à 50 g par épisode) [13].

En conclusion, l’incertitude associée à la quantification de la dose reçue via cette voie d’exposition est importante, mais il convient cependant de garder à l’esprit que dans ce contexte de décision en situation d’incertitude, raison d’être de la démarche d’évaluation des risques sanitaires, l’étape d’estimation des relations doses-réponses comporte souvent plus d’inconnues que l’étape d’estimation des expositions [26]. Il est cependant frappant de constater que les dernières études sur ce sujet datent de 1992, et que les publications plus récentes ne font que réinterpréter les données antérieures. L’acquisition de nouvelles données permettrait de bénéficier des progrès méthodologiques accomplis depuis.

Remerciements

Références

2 Paustenbach DJ. The practice of exposure assessment : a state-of-the-art review. J Toxicol Environ Health B Crit Rev 2000 ; 3 : 179-291.

3 Mielke HW, Reagan PL. Soil is an important pathway of human lead exposure. Environ Health Perspect 1998 ; 106(S1) : 217-29.

4 Lanphear BP, Matte TD, Rogers J, et al. The contribution of lead-contaminated house dust and residential soil to children’s blood lead levels. A pooled analysis of 12 epidemiologic studies. Environ Res 1998 ; 79 : 51-68.

5 Calabrese EJ, Stanek EJI. Soil ingestion estimation in children and adults : a dominant influence in site specific risk assessment. The Environmental Law Reporter 1998 ; 28 : 10660-72.

6 Simon SL. Soil ingestion by humans : a review of history, data, and etiology with application to risk assessment of radioactively contaminated soil. Health Phys 1998 ; 74 : 647-72.

7 United States Environmental Protection Agency (US EPA). Exposure factors handbook. Washington DC : US EPA, 1999.

8 Binder S, Sokal D, Maughan D. Estimating soil ingestion : the use of tracer elements in estimating the amount of soil ingested by young children. Arch Environ Health 1986 ; 41 : 341-5.

9 Van Wijnen JH, Clausing P, Brunekreef B. Estimated soil ingestion by children. Environ Res 1990 ; 51 : 147-62.

10 Davis S, Waller P, Buschbom R, Ballou J, White P. Quantitative estimates of soil ingestion in normal children between the ages of 2 and 7 years : population-based estimates using aluminum, silicon, and titanium as soil tracer elements. Arch Environ Health 1990 ; 45 : 112-22.

11 Calabrese EJ, Barnes R, Stanek III EJ, et al. How much soil do young children ingest : an epidemiologic study. Regul Toxicol Pharmacol 1989 ; 10 : 123-37.

12 Stanek III EJ, Calabrese EJ. Daily estimates of soil ingestion in children. Environ Health Perspect 1995 ; 103 : 276-85.

13 Calabrese EJ, Stanek EJ, James RC, Roberts SM. Soil ingestion : a concern for acute toxicity in children. Environ Health Perspect 1997 ; 105 : 1354-8.

14 Clausing P, Brunekreef B, Van Wijnen JH. A method for estimating soil ingestion by children. Int Arch Occup Environ Health 1987 ; 59 : 73-82.

15 United States Environmental Protection Agency (US EPA). Age group recommandations for assessing childhood exposure and the adequacy of existing exposure factors data for children. EPA/630/R-03. Washington (DC) : US EPA, 2001 ; 162 p.

16 United States Environmental Protection Agency (US EPA). Child-specific exposure factors handbook. EPA-600-P-00-002B. Washington (DC) : US EPA, 2002 ; 448 p.

17 Santé Canada. Un guide pour les calculs de l’exposition. Enquête sur l’exposition des êtres humains aux contaminants dans le milieu. H49-96/1-1995F. Ottawa (Canada) : Ministère des Approvisionnements et Services Canada, 1995 ; 65 p.

18 EnHealth. Environmental health risk assessment. Guidelines for assessing human health risks from environmental hazards. Canberra (Australie) : Commonwealth Department of Health and Ageing for enHealth Council, 2002 ; 258 p.

19 LaGoy PK. Estimated soil ingestion rates for use in risk assessment. Risk Anal 1987 ; 7 : 355-9.

20 Binkowitz BS, Wartenberg D. Disparity in quantitative risk assessment : a review of input distributions. Risk Anal 2001 ; 21 : 75-90.

21 Stanek EJ, Calabrese EJ, Zorn M. Soil Ingestion Distributions for Monte Carlo Risk Assessment in Children. Hum Ecol Risk Assess 2001 ; 7 : 357-68.

22 Stanek III EJ, Calabrese EJ. Daily soil ingestion estimates for children at a Superfund site. Risk Anal 2000 ; 20 : 627-35.

23 Sheppard SC. Parameter values to model the soil ingestion pathway. Environ Monit Assess 1995 ; 34 : 27-44.

24 Hawley JK. Assessment of health risk from exposure to contaminated soil. Risk Anal 1985 ; 5 : 289-302.

25 Calabrese EJ, Stanek EJ, Gilbert CE, Barnes RM. Preliminary adult soil ingestion estimates : results of a pilot study. Regul Toxicol Pharmacol 1990 ; 12 : 88-95.

26 Williams PR, Paustenbach DJ. Risk characterization : principles and practice. J Toxicol Environ Health B Crit Rev 2002 ; 5 : 337-406.

27 Cullen AC, Frey HC. Probabilistic techniques in exposure assessment. A handbook for dealing with variability and uncertainty in models and inputs. New York : Plenum Press, 1999 ; 335 p.