OBSERVATOIRE DE LA QUALITE DE L'AIR INTERIEUR

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1 DDD/SB Novembre 2004 OBSERVATOIRE DE LA QUALITE DE L'AIR INTERIEUR INVENTAIRE DES DONNEES FRANCAISES SUR LA QUALITE DE L AIR A INTERIEUR DES BATIMENTS : Actualisation des données sur la période Luc MOSQUERON* Vincent NEDELLEC* *Vincent Nedellec Consultant Octobre 2004 Observatoire de la Qualité de l Air intérieur 4 avenue du Recteur Poincaré Paris cedex 16 tél : fax mail : [email protected] site

2 Inventaire des données françaises sur la qualité de l air à l intérieur des bâtiments : actualisation des données sur la période Rapport final (n ) Octobre 2004 VINCENT NEDELLEC CONSULTANT Luc Mosqueron Vincent Nedellec

3 SOMMAIRE 1. CONTEXTE Objectifs Définition du champ d action Moyens mis en œuvre Présentation générale du rapport 6 2. RAPPELS SUR L ETAT DES CONNAISSANCES EN FRANCE EN DONNEES FRANÇAISES SUR LA QUALITE DE L AIR INTERIEUR : PERIODE Présentation générale des études ou programmes de recherche Données disponibles (résultats préliminaires ou définitifs) Programmes de recherche en cours Informations par polluant Dioxyde d azote Etudes dans les habitats Etudes dans les écoles et les crèches Etudes dans les immeubles de bureaux Etablissements recevant du public Monoxyde de carbone Etudes dans l habitat Etudes dans les écoles et les crèches Etudes dans les immeubles de bureaux Composés organiques volatils, aldéhydes et éthers de glycol Etudes dans les habitats Etudes dans les écoles et les crèches Etudes dans les immeubles de bureaux Etudes relatives à plusieurs types de locaux Etablissements recevant du public Particules inertes Etudes dans l habitat Etudes dans les écoles Etudes dans les immeubles de bureaux Aérocontamination biologique (bactéries, champignons, allergènes d animaux) Etudes dans l habitat Etudes dans les immeubles de bureaux Légionnelles Radon Habitat : intégration de nouvelles données Etablissements recevant du public Propositions visant à renforcer la surveillance des expositions et des risques associés à l inhalation de radon Fumée de tabac 9 4. CONCLUSION 9 5. BIBLIOGRAPHIE 9 6. ANNEXES 9 Rapport final VNC-CSTB. 3

4 LISTE DES TABLEAUX Tableau 1 : Etudes françaises relatives à la qualité de l air dans divers micro-environnements intérieurs sur la période : synthèse et état d avancement... 9 Tableau 2 : Distribution des concentrations en NO 2 à l intérieur et à l extérieur des logements (µg/m 3 ) des Sentinelles de l Air... 9 Tableau 3 : Concentrations moyennes en NO 2 (µg/m 3 ) dans les logements d enfants (VESTA)... 9 Tableau 4 : Distribution des teneurs en NO 2 (µg/m 3 ) dans les crèches parisiennes... 9 Tableau 5 : Concentrations moyennes de NO 2 (ppb) mesurées sur 8 heures dans un immeuble de bureaux Parisien... 9 Tableau 6 : Concentrations moyennes en NO 2 (µg/m 3 ) dans divers établissements recevant du public... 9 Tableau 7 : Concentrations moyennes en CO dans les logements du Nord-Pas-de Calais... 9 Tableau 8 : Concentrations en BTEX dans les logements en période estivale... 9 Tableau 9 : Concentrations en BTEX (µg/m 3 ) dans les domiciles Marseillais... 9 Tableau 10 : Concentrations en formaldéhyde et acétaldéhyde (µg/m 3 ) dans les domiciles Marseillais... 9 Tableau 11 : Distribution des concentrations (µg/m 3 ) en aldéhydes dans les logements parisiens (n = 59)... 9 Tableau 12 : Distribution des teneurs en benzène (µg/m 3 ) dans les crèches parisiennes... 9 Tableau 13: Distribution des teneurs en formaldéhyde (µg/m 3 ) dans les crèches parisiennes... 9 Tableau 14 : Concentrations moyennes en aldéhydes et acides organiques dans diverses pièces d une école (µg/m 3 )... 9 Tableau 15 : Concentrations intérieures dans une salle de classe inoccupée en fonction du système de ventilation (µg/m 3 )... 9 Tableau 16 : Concentrations moyennes de formaldéhyde (µg/m 3 ) dans des bureaux Parisiens... 9 Tableau 17 : Concentrations moyennes en benzène (µg/m3) dans les crèches et domiciles rouennais... 9 Tableau 18 : Distribution des concentrations (µg/m3) en BTEX dans les logements et bureaux parisiens... 9 Tableau 19 : Concentrations moyennes en BTEX (µg/m 3 ) dans divers établissements recevant du public (période estivale/période froide)... 9 Tableau 20 : Concentrations en aldéhydes (µg/m 3 ) dans divers établissement recevant du public (période estivale/période froide)... 9 Tableau 21 : Concentrations intérieures (µg/m 3 ) en PM2.5 dans les logements d enfants... 9 Tableau 22 : Concentrations en particules fines (PM2,5) (µg/m 3 ) dans les domiciles à Marseille... 9 Tableau 23 : Ratios moyens de concentration intérieure/extérieure observés pour 3 fractions granulométriques sur une période d enregistrement de 15 jours dans des salles de classe... 9 Tableau 24 : Concentrations atmosphériques (µg/m 3 ) en indicateurs d exposition à la FTE dans des environnements fumeurs et non fumeurs à Paris... 9 Figure 1 : Teneurs en CO enregistrées sur 48 heures chez un volontaire marseillais 9 Annexe 1 : Liste des équipes de recherches françaises impliquées dans les programmes de recherche sur la qualité de l air intérieur sur la période Annexe 2 : Concentrations moyennes en COV (µg/m 3 ) en période estivale dans divers établissements recevant du public en Bourgogne 9 Annexe 3 : Concentrations en COV (µg/m 3 ) au printemps dans divers établissements recevant du public en Bourgogne 9 Annexe 4 : Concentrations en aldéhydes (µg/m 3 ) en période estivale (E) et au printemps (P) dans divers établissements recevant du public en Bourgogne 9 Annexe 5 : Concentrations moyennes (µg/m 3 ) en NO 2, BTEX, formaldéhyde, acétaldéhyde et PM2.5 mesurées dans l air intérieur des bâtiments en France au cours de la période Annexe 6 : Propositions visant à renforcer la surveillance des expositions et des risques associés à l inhalation de radon 9 Rapport final VNC-CSTB. 4

5 1. CONTEXTE Dans le cadre de la mise en place de l'observatoire de la Qualité de l'air Intérieur (OQAI), le cabinet Vincent Nedellec Consultants (VNC) a été chargé en 2001 par le Centre Scientifique et Technique du Bâtiment (CSTB) de réaliser un inventaire des données françaises relatives à la qualité de l'air à l'intérieur des bâtiments (habitat, immeubles de bureaux, établissements scolaires) sur la période [Mosqueron, 2001]. Répondant à ses objectifs de veille scientifique, le CSTB a souhaité actualiser cet inventaire des connaissances françaises en collectant les données établies sur la période Objectifs Nos objectifs sont d identifier les données françaises disponibles, de procéder à leur recueil et d analyser leur validité, notamment en terme de méthodologie, de représentativité et d extrapolation. Ce travail vise à fournir au CSTB une synthèse lui permettant de disposer dans des délais rapides d éléments nationaux de comparaison avec les données qu elle collectera au cours de la 1 ère campagne nationale de l OQAI. L interprétation et l exploitation ultérieure des données issues de ces études françaises resteront sous la responsabilité de l OQAI et du CSTB. En d autres termes, nous ne viserons pas à comparer les divers protocoles ou résultats obtenus au cours des travaux recensés dans ce document mais plus simplement à les identifier et fournir aux responsables de l OQAI les moyens nécessaires à un accès rapide aux informations sources et à leurs auteurs. Les coordonnées des responsables des études ou programmes de recherche identifiés sont fournies en Annexe 1 afin que les membres de l OQAI puissent si besoin établir un contact avec ces chercheurs en vue d éventuels compléments d information sur certains points spécifiques Définition du champ d action Conformément à ce qui avait été mis en œuvre lors de la réalisation de l inventaire initial, les données relatives à l habitat, aux immeubles de bureaux et aux établissements scolaires sont recherchées prioritairement. Les informations sur tous les autres lieux de vie, notamment les établissements recevant du public, seront également prises en compte. Le recensement portera sur la même liste de facteurs prioritaires que celle définie en 2001 (dioxyde d azote, particules inertes, monoxyde de carbone, composés organiques volatils (COV) dont le benzène, les éthers de glycol et le formaldéhyde, bactéries, légionnelles, champignons et moisissures, allergènes d animaux, radon, amiante et fibres minérales artificielles, plomb, biocides) à laquelle s ajoutent les rayonnement gamma et l exposition à la fumée de tabac environnementale Moyens mis en œuvre L actualisation des connaissances en France pour la période a été effectuée selon 3 approches visant à un recueil des informations aussi exhaustif que possible : recherche d articles scientifiques publiés dans les périodiques nationaux ou internationaux à l aide des mots clés pertinents dans le moteur de recherche Medline ; Rapport final VNC-CSTB. 5

6 recherche de «littérature grise» dans les actes de congrès ciblés sur la qualité de l air intérieur ou sur les sites Internet d organismes ou d institutions connus pour leur implication dans la thématique «air intérieur» ; contact avec les équipes de chercheurs français identifiées dans l exercice initial de recensement des informations nationales. Ces approches ont pour objectif non seulement d identifier et de collecter les données publiées (articles scientifiques, rapports officiels ou internes thèse, mémoire ), mais aussi, ce qui semble essentiel dans un travail de veille scientifique, d identifier les programmes de recherche de cours Présentation générale du rapport Après un rappel synthétique sur l état global des connaissances en France sur la qualité de l air intérieur en 2000, nous présenterons les études réalisées entre 2000 et Une description générale des travaux recensés (terminés ou en cours) sera suivie d une présentation individualisée par polluant des résultats disponibles. Tous ces chapitres seront construits sur un schéma identique avec un bref rappel de l état des connaissances en 2000 pour le polluant concerné suivi d une présentation détaillée de chaque étude en distinguant les travaux relatifs à l habitat, aux établissements recevant des enfants (écoles, crèches), aux immeubles de bureaux et le cas échéant les études relatives à plusieurs types de locaux. En raison de l approche «multipolluant» de certaines études, certaines sources d information peuvent être référencées dans plusieurs chapitres. Des informations identiques (mode de sélection de la population étudiée, analyse descriptive des milieux de vie étudiés ) peuvent donc apparaître pour deux voire plusieurs polluants. Ce mode de présentation peut parfois paraître redondant dans le cadre d une lecture horizontale mais il facilite une lecture transversale (par polluant) sans impliquer de trop nombreux renvois à d autres chapitres. Même si notre objectif n est pas de comparer les résultats obtenus dans les divers travaux recensés, nous proposons néanmoins à titre informatif en Annexe 5 un tableau de synthèse sur les niveaux moyens d exposition aux polluants chimiques (NO 2, benzène, toluène, éthylbenzène, xylènes, formaldéhyde, acétaldéhyde) et particulaires (PM2.5) dans les milieux intérieurs observés dans les études décrites dans ce rapport. Ils sont mis au regard de ceux obtenus dans la campagne pilote de l OQAI. 2. RAPPELS SUR L ETAT DES CONNAISSANCES EN FRANCE EN 2000 Le 1 er bilan sur les connaissances françaises relatives à la qualité de l air à l intérieur des bâtiments réalisé pour la période indiquait d une manière globale : des connaissances nationales fragmentaires et une quasi absence de centralisation des informations françaises ; la faible participation française dans les programmes de recherche européens ; l émergence de programmes de recherche nationaux importants (Primequal) visant à améliorer les connaissances dans le domaine de la qualité de l air intérieur avec, élément nouveau d importance dans le paysage national, des projets de recherche multicentriques ; la majorité des travaux français avait généralement une portée régionale ou locale, ce qui limite leur représentativité ; Rapport final VNC-CSTB. 6

7 la majeure partie des études est focalisée sur les territoires urbains (en particulier la région parisienne) et les milieux domestiques en zone rurale restent pratiquement inexplorés ; les principaux travaux français répondent à des préoccupations ponctuelles ciblées sur une catégorie de polluant (chimique ou microbiologique) mais une approche globale de la pollution intérieure (ou approche «multipolluant») reste rare ; l habitat est le milieu de vie le plus documenté devant les établissements scolaires (écoles, crèches) ; les immeubles de bureaux, les modes de transports et les autres lieux de vie (vie récréative avec les gymnases, piscines, restaurants ou autres lieux recevant du public avec les établissements de soins ou d accueil de personnes âgées ) n ont été qu exceptionnellement investigués ; les études dites «d expologie», qui visent exclusivement à évaluer l exposition humaine, sont exceptionnelles. Une grande partie des informations disponibles en 2000 étaient issues d études épidémiologiques s accompagnant d un volet métrologique focalisé sur la qualité de l air à l intérieur de bâtiments. Les méthodologies mises en oeuvre reposaient donc principalement sur une approche «sanitaire» de la connaissance de l exposition dans les milieux intérieurs (exposition des sujets asthmatiques, allergiques, catégorie socioprofessionnelle ) et beaucoup plus rarement sur une approche privilégiant la typologie des lieux étudiés (à l exception des recherches dans le domaine de l aérocontamination où une approche dichotomique était souvent employée en différenciant les bâtiments ventilés naturellement et les bâtiments à air conditionné). 3. DONNEES FRANÇAISES SUR LA QUALITE DE L AIR INTERIEUR : PERIODE Présentation générale des études ou programmes de recherche Selon nos recherches, l ensemble des travaux (publiés ou en cours) réalisés ou initiés sur la période en France est synthétisé dans le Tableau 1 (page 9). Les coordonnées des principaux responsables des programmes de recherches recensés dans ce rapport ou de certains représentants des pouvoirs publics oeuvrant dans la thématique de l air intérieur sont présentées en Annexe Données disponibles (résultats préliminaires ou définitifs) Sont présentées ci-dessous d une manière généraliste (nom, laboratoire responsable, ville et lieux de vie étudiés, paramètres mesurés) les études dont les résultats ont été publiés au cours de la période ainsi que les projets dont les campagnes de mesures se sont achevées durant cette période mais dont l analyse des données est toujours en cours. Les informations détaillées sur les niveaux d exposition dans les milieux intérieurs mesurés dans ces divers travaux sont présentés et décrits en détail par polluant dans les paragraphes suivants du rapport. «Sentinelles de l Air» : coordonné par l APPA, ce programme mené conjointement par 3 comités régionaux dans 4 agglomérations françaises (Lille, Dunkerque, Marseille 1 et Grenoble) vise à mieux connaître l exposition des citadins aux polluants atmosphériques et notamment à évaluer la part de la pollution domestique dans l exposition globale (ou individuelle). Il a également pour objectif d estimer les variations des expositions dans l espace (répartition géographique sur le territoire entre 3 zones soumises à des conditions climatiques contrastées) et dans le temps (étude des variations saisonnières de l exposition été versus hiver). Ces travaux comportent un tronc commun aux 4 villes 1 Il est prévu d'étendre le projet "Sentinelles de l'air" à d'autres villes de la région PACA (Aix-en-Provence, Avignon, Nice...). Rapport final VNC-CSTB. 7

8 avec des mesures d oxydes d azote (NO, NO 2 et NO X ), de BTEX (benzène, toluène, éthylbenzène et xylènes) 2 et des mesures spécifiques de CO, d aldéhydes et de particules fines (PM2.5) à Marseille, et de CO à Dunkerque et Lille 3. Les principaux résultats obtenus au cours des campagnes de mesures réalisées au printemps/été 2001 et en hiver 2001/2002 sont aujourd hui disponibles. L objectif de l APPA est de reconduire ces campagnes de mesurages durant l été 2004 et l hiver 2004/2005 afin [Adam, 2002 ; APPA, 2003; d évaluer l évolution temporelle de l exposition à long terme (3 ans d intervalle) APPA, 2003a; Roussel, 2003]. L étude épidémiologique de type cas-témoins VESTA 4 a permis l étude de certains facteurs de risque de l'asthme chez l enfant, en particulier le rôle de la pollution atmosphérique d'origine automobile [Zmirou, 2004]. Couplées à des mesures individuelles, des mesures de PM2.5 et d oxydes d azote ont été effectuées au domicile d enfants asthmatiques et d enfants témoins vivant dans 5 villes sélectionnées pour leur répartition géographique, leurs conditions climatiques contrastées et leurs configurations urbaines variées (Grenoble, Nice, Clermont-Ferrand, Paris et Toulouse). Dans certaines villes, des mesures domestiques de formaldéhyde, d acétaldéhyde et d acariens (évaluation semiquantitative à l aide de l Acarex-test) ont également été réalisées. Les campagnes de mesurages sont aujourd hui terminées et l exploitation des données se poursuit. Les premières informations disponibles permettent de décrire la distribution des expositions aux oxydes d'azote (NO x, NO 2, NO) et aux PM2.5 d enfants (4 à 14 ans) vivant en milieu urbain. Sur l ensemble des 5 villes, 434 enfants d une moyenne d âge de 7 ans (avec un sex ratio proche de 1) ont été inclus entre mars 1998 et décembre 2000 [Gauvin, 2001]. En marge de ce projet, une centaine d enfants asthmatiques et non asthmatiques vivant en région parisienne ont participé à une étude visant à explorer les voies aériennes supérieures par un lavage nasal (dosage des biomarqueurs de l inflammation nasale) afin d'évaluer l'impact de la pollution atmosphérique sur la santé respiratoire des enfants 5. Cette étude comprend des mesurages de l exposition domestique des enfants au NO 2 (échantillonnages passifs pendant 2 jours à l aide de tubes Ogawa) aux PM 2.5 (mêmes dispositifs que dans VESTA) et une évaluation de la charge en acariens dans les poussières (Acarex-test). Les campagnes de mesurages sont aujourd hui terminées et l exploitation des données recueillies dans les milieux intérieurs se poursuit. Une étude réalisée en par le Laboratoire d Hygiène de la Ville de Paris (LHVP) et le Laboratoire d Hygiène et de Santé Publique (LHSP) de la faculté de pharmacie de Paris V a permis de renseigner l exposition aux BTEX (benzène, toluène, éthylbenzène et xylènes) chez une population de sujets travaillant dans le secteur tertiaire. Après tirage au sort à partir de la liste du personnel d une direction de la Mairie de Paris, une centaine d adultes non fumeurs, non exposés professionnellement, travaillant et résidant en Ile de France ont participé à ces travaux qui consistaient à évaluer leur exposition individuelle aux BTEX et à mettre en évidence les déterminants majeurs de cette exposition. Aux mesures individuelles sur 24 heures (exposition cumulée) 6 étaient couplées des mesures dans l habitat et sur le lieu de travail (immeubles de bureau) à l aide de deux dispositifs fixes mis en fonctionnement exclusivement pendant le temps de présence des participants dans ces deux micro-environnements. Les résultats de cette étude sont aujourd hui disponibles [Dusseaux, 2001]. Sont également disponibles les résultats d une seconde étude menée conjointement en 2001 par le Laboratoire d'hygiène et de Santé Publique de la faculté de Pharmacie de Paris V et le Laboratoire 2 Les BTEX sont des hydrocarbures aromatiques monocycliques. 3 L étude Sentinelles de l Air sur le CO dans le Nord Pas de Calais s est poursuivie en 2003 dans le cadre du Plan Régional d'action en Santé Environnement (PRASE) local avec une étude spécifique sur l exposition individuelle au CO chez 23 sujets volontaires utilisant un chauffage d appoint au pétrole. Il convient d ailleurs de souligner que de nombreux programmes de recherche sur la qualité de l air intérieur sont en cours dans la région Nord Pas de Calais. Par exemple, le PRASE, qui est géré par la DRASS et la Région Nord Pas de Calais, finance diverses actions sur la qualité de l'air intérieur et l habitat. Les 3 principales thématiques habitat sont : les logements insalubres, le saturnisme infantile et les intoxications au CO. Par ailleurs, le CDHR 62, la Région Nord Pas de Calais et l'ademe ont entrepris un important travail dans ce domaine avec de nombreuses consultations dans différentes spécialités et des observations menées dans des logements. 4 Five (V) Epidemiological Studies on Transport and Asthma. 5 Certains enfants recrutés dans VESTA ont également participé à ce complément d enquête. Contact : Pr Isabelle Momas (voir Annexe 1). 6 A l aide de 2 dispositifs portables permettant, l'un de quantifier l exposition cumulée sur la journée, l'autre de mesurer les niveaux de concentration au cours des déplacements domicile-travail. Rapport final VNC-CSTB. 8

9 d Hygiène de la Ville de Paris qui a permis de renseigner les niveaux d exposition domestique aux aldéhydes (formaldéhyde, acétaldéhyde, propionaldéhyde, benzaldéhyde, pentanal, hexanal) et de rechercher leurs déterminants dans une soixantaine de foyers d Ile de France [Clarisse, 2003; Clarisse, 2002]. L étude EXBE, pilotée par l INERIS, a permis d évaluer l exposition au benzène d une vingtaine de couples enfant-adulte à l aide d indicateurs biologiques urinaires 7 et d en analyser les éventuelles différences. Le protocole d étude incluait des prélèvements atmosphériques effectués du lundi matin au vendredi soir à l intérieur et à l extérieur de crèches de l agglomération rouennaise et dans les logements des participants. Les mesures microenvironnementales ont été réalisées au cours du dernier trimestre de l année 1999 à l aide d échantillonneurs passifs à diffusion radiale (Radiello). Dans l habitat, les prélèvements ont été effectués dans la chambre des enfants et dans celle des parents. Cette étude a porté sur 21 enfants de 2-3 ans. Leurs parents ont été recrutés sur la base du volontariat parmi les sujets non-fumeurs des trois plus grandes crèches de la ville. Les résultats de ces travaux sont aujourd hui disponibles [Kouniali, 2003]. Une seconde étude de l INERIS a permis de mesurer l exposition à diverses substances irritantes, dont le formaldéhyde et l acétaldéhyde, dans une école d une petite ville où des symptômes non spécifiques avaient été observés (irritations des voies respiratoires et des yeux) à l automne 2001 chez les enfants et les adultes fréquentant cet établissement. Des échantillonnages aériens ont été réalisés à l aide de dispositifs de monitoring ou de dispositifs passifs au plus près des périodes durant lesquelles les enfants déclaraient des symptômes d irritation. Une seconde phase d étude a permis d estimer les niveaux d exposition après l installation de grilles de ventilation passive (janvier - mars 2002) et après la mise en place d une ventilation mécanique contrôlée (mai 2002) [Mandin, 2003; Meininghaus, 2003]. Le LEPTAB de l Université de la Rochelle et l Association Régionale pour la Qualité de l Air en Poitou-Charentes ont étudié entre 2000 et 2001 la relation entre la pollution extérieure et la pollution à l intérieur des salles de classe de 8 écoles maternelles ou primaires de l agglomération de la Rochelle en enregistrant en continu pendant 15 jours en période hivernale et en période estivale les concentrations en NOx (NO 2, NO) et particules 8 [Poupard, 2003; Blondeau, 2002]. Initiée en et poursuivie en , une étude menée conjointement par la DRASS Ile de France (Drassif) et le Laboratoire d Hygiène de la Ville de Paris a permis de connaître les niveaux d exposition au NO 2, CO, benzène et formaldéhyde 9 à l intérieur d une cinquantaine de crèches de la région francilienne sélectionnées par tirage au sort parmi les 218 crèches collectives de la région [Domsic,2002]. Pour chaque crèche, des échantillonnages passifs sur 4 jours, du lundi au vendredi, ont été effectués sur 3 à 4 points intérieurs situés dans les salles des enfants et la cuisine. Un point de référence extérieure (le jardin) a été échantillonné sur chaque établissement. Les mesures ont été réalisées en périodes hivernale (échelonnée sur mars-avril 2000 et décembre 2000 à avril 2001) et estivale (de juillet à septembre 2000 et 2001). Le réseau de surveillance de la qualité de l air en Bourgogne (Atmosf air Bourgogne) et l Ecole Nationale de Santé Publique (ENSP) ont réalisé en 2002/ un enquête visant à mesurer la qualité de l air intérieur dans divers établissements accueillant du public. Une dizaine d aldéhydes et COV, le NO 2 et le CO ont été analysés pendant une semaine à l aide d échantillonneurs passifs simultanément dans l air intérieur et l air extérieur de dix types d établissements retenus sur la base du volontariat (cafétéria, cinéma, gare, bar, halte garderie, MJC, mairie, salle de sport, bureaux administratifs). Des mesures spécifiques dans l habitable d une voiture diesel ont également été effectuées. La campagne de mesures s est déroulée en 2 phases (juillet 2002 et mars 2003) correspondant à une période estivale et une période plus froide. Entre ces deux périodes ont également été réalisées des mesures dans des écoles et un boulodrome [Atmosf'air, 2003; Ravel, 2002]. 7 Acide muconique, hydroquinone. 8 Ainsi que l ozone. 9 Ainsi qu à l ozone. 10 Les mesures débutées en 2002 ont été poursuivies en 2003 en accentuant la recherche des émissions dues aux produits d'entretien dans le souci de répondre aux préoccupations qu'ont engendré les premiers résultats. Rapport final VNC-CSTB. 9

10 En , des travaux réalisés par EDF et le CETIAT 11 ont permis d estimer les concentrations en oxydes d azote, CO, formaldéhyde, poussières et biocontaminants (bactéries, champignons) dans deux immeubles de bureaux situés à Lyon et en région parisienne. Des échantillonnages de 24 heures ont été répétés 1 fois par mois pendant 1 an [Ginestet, 2003; Ribot, 2003]. L'étude épidémiologique internationale ISAAC 12 a pour objectif d étudier l impact de la pollution de l air sur la santé respiratoire et allergique des enfants. Entre 1999 et 2001, la seconde phase de cette étude (ISAAC II) a permis de renseigner les niveaux d exposition des enfants dans les établissements scolaires de six villes françaises réparties dans des zones géographiques contrastées (Marseille, Créteil, Bordeaux, Strasbourg, Reims, Clermont-Ferrand). Des échantillonnages de particules, de NO 2, de formaldéhyde et d acétaldéhyde ont été réalisés en continu du lundi au vendredi dans les classes (3 à 4 classes par école) et dans les cours de récréation d une vingtaine d écoles primaires de chaque ville. Les résultats définitifs de cette étude, qui devraient être publiés au cours du dernier trimestre 2004, permettront d estimer l exposition d environ enfants âgés de 10 ans dans les établissements scolaires. Des résultats préliminaires sont décrits dans ce rapport [Annesi-Maesano, 2001]. La Direction Générale de la Sûreté Nucléaire et de la Radioprotection (DGSNR) a publié en 2003 un rapport sur les données de mesures de radon dans les Etablissements Recevant du Public en Les principales informations de ce rapport seront synthétisées dans le présent document [DGSNR, 2003]. Une étude multicentrique réalisée en 1999 et 2000 chez 378 patients domiciliés à Marseille, Montpellier, Paris et Strasbourg a permis d évaluer l utilité des conseils d éviction donnés par des Conseillers Médicaux en Environnement Intérieur sur la réduction de l exposition domestique aux allergènes d acariens [de Blay, 2003]. Deux groupes de sujets sensibilisés et exposés aux allergènes d acariens ont reçu des conseils d éviction donnés soit par des médecins seuls soit par des médecins accompagnés de CMEI et les niveaux d exposition domestique ont été évalués dans les poussières des matelas et des sols des maisons des patients avant et après conseils d éviction. Le Laboratoire d Hygiène de la Ville de Paris travaille depuis 2000 avec la DRASS Ile de France (Drassif) sur la mise au point d'une méthode de prélèvement d'air pour la recherche de légionelles. En 2002, des essais ont été effectués dans les bains douches de la ville de Paris, environnement présentant des conditions préalables à sa détection [LHVP, 2002]. Nous signalons par ailleurs que l organisation internationale Greenpeace a réalisé par appel au volontariat en une campagne de mesures dans les poussières de plus de 50 logements français sur 5 familles de polluants organiques persistants (esters de phtalate, alkyl phénols et leurs dérivés, retardateurs de flamme bromés, composés organoétains, paraffines chlorées à chaîne courte soit 29 substances individuelles). Les résultats de cette étude ne sont pas décrits dans le présent rapport mais ils ont été utilisés dans le cadre d une actualisation de la hiérarchisation sanitaire des paramètres sanitaires d intérêt pour l OQAI [Mosqueron, 2004] Programmes de recherche en cours Les études dont les campagnes de mesures sont en cours ou vont démarrer sont présentées succinctement. Les référencer dans le présent document nous semble toutefois important dans un objectif de veille scientifique. Le programme EXPOPE (Evaluation de l Exposition de la Population aux pesticides OrganoPhosphorés de l Environnement) co-réalisé par le Laboratoire d Hygiène et de Santé Publique de la faculté de pharmacie de Paris V et l INERIS a pour objectif d'évaluer l'exposition actuelle ou 11 Centre Technique des Industries Aérauliques et Thermiques. 12 International Study of Asthma and Allergies in Childhood. Rapport final VNC-CSTB. 10

11 récente d enfants citadins franciliens aux insecticides organophosphorés 13 et de rechercher d éventuelles relations entre des conditions favorisant l exposition aux organophosphorés et l intensité d exposition [INERIS, 2004]. Cette étude transversale repose sur le dosage des dialkylphosphates urinaires, des biomarqueurs de l exposition aux organophosphorés, des résidus de pesticides sur les mains et sur des mesurages environnementaux de pesticides (air et poussières) 14 au domicile des enfants ( ). Le recrutement des enfants et les campagnes de mesures se poursuivent. A noter qu après une phase de mise au point des outils nécessaires à cette évaluation (questionnaire sur les habitudes de vie et d utilisation des pesticides, dosages urinaires, dosage des pesticides sur les mains ), une étude de faisabilité a été réalisée en 2002 auprès d'une population adulte contrastée (sujets exposés professionnellement 15 comparativement à des sujets exposés environnementalement ou des sujets a priori non exposés 16 ). Une étude épidémiologique de suivi d une cohorte de nouveaux-nés franciliens a été initiée en 2003 par le Laboratoire d Hygiène et de Santé Publique de la faculté de pharmacie de Paris V et la Mairie de Paris. Elle a pour objectif d étudier les relations entre les facteurs environnementaux, la santé respiratoire et le statut atopique d enfants vivant en Ile de France jusqu à l âge de 6 ans 17. Elle vise entre autre à évaluer l influence de l environnement domestique des nouveaux-nés. Une enquête environnementale spécifique et limitée au domicile de 150 enfants sera mise en œuvre. Au cours de la 1 ère année de vie, des prélèvements de NO x, de COV et d aldéhydes dans l air, d endotoxines, de moisissures et d acariens dans les poussières seront effectués au domicile des enfants à quatre reprises (1 mois, 6 mois, 9 mois, 1 an). L exposition domestique à la fumée de tabac environnementale sera également évaluée par des prélèvements aériens de nicotine [Momas, 2004]. Un programme d évaluation de l impact du formaldéhyde chez des patients allergiques a été initié en 2003 par le Centre Hospitalier Universitaire de Strasbourg. Il comprend notamment la réalisation d une campagne de mesures des aldéhydes au domicile de patients asthmatiques (n = 150) et de sujets témoins (n = 150) ainsi que dans des micro-environnements extérieurs (centre ville, campagne ) et intermédiaires (halls de gare, transports ) pour déterminer la quantité intégrée des teneurs en aldéhydes à laquelle les sujets sont exposés. Les mesures au domicile sont réalisées dans la chambre à coucher et le salon à l aide de dispositifs actifs (cartouches DNPH et analyse en HPLC couplée à un détecteur UV) et de canisters (analyse par GC/SM). Le recrutement des patients et la campagne de mesures ont débuté au cours du dernier trimestre 2003 et se poursuivront tout au long de l année Les résultats définitifs de cette étude sont attendus en 2005 [De Blay, 2004]. L école des Mines de Douai mène un projet de recherche sur le développement et la quantification d une méthode d échantillonnage passif adaptée aux mesures de 8 éthers de glycol dans l air intérieur. Cette méthode d évaluation de l exposition aérienne aux éthers de glycol est destinée à être appliquée dans le cadre des enquetes de l OQAI. Les substances individuelles recherchées sont le 2 méthoxy éthanol (MG), l acétate de 2 méthoxy éthanol (AMG), le 2 éthoxy éthanol (EG), l acétate de 2 éthoxy éthanol (AEG) 18 ainsi que le butyl glycol (BG) et son acétate (ABG), le méthyl propylène glycol (MPG) et son acétate (AMPG). La méthode est basée sur le prélèvement des composés à l aide d un tube à diffusion Radiello suivi d une thermodésorption de la cartouche d adsorbant et d une analyse en chromatographie phase gazeuse. Après une première phase d étude consacrée à une mise au point de la méthode d échantillonnage en chambre d exposition et des techniques d analyses (2004), la seconde 13 Insecticides largement utilisés en milieu domestique. 14 La mise au point des techniques de prélèvement d échantillons d air ambiant et de poussières et du dosage des organophosphorés a été préalablement effectuée par l INERIS dans le cadre de la campagne pilote de l OQAI. 15 Personnes travaillant en horticulture, en période de traitement insecticide des plantes et des toiletteurs pour animaux et/ou des vétérinaires utilisant des insecticides. 16 Sujets vivant en milieu urbain choisis selon leurs habitudes de vie (présence/absence de fleurs ou plantes au domicile, de jardin, infestation récente d'insectes, contact avec des animaux ). 17 L étude est programmée jusqu en Ces 4 substances réglementées sont définies dans l arrêté du 7 août 1997 relatif aux limitations de mise sur le marché et d'emploi de certains produits contenant des substances dangereuses, modifié par l arrêté du 19 avril 2001 (Directive 67/548/CEE) qui interdit la mise sur le marché et l importation à destination du public de nombreux produits «cancérigènes, mutagènes et toxiques pour la reproduction». Parmi ceux-ci figurent donc les quatre éthers de glycol précités (méthylglycol, éthylglycol et leurs acétates) ainsi que les préparations en contenant au moins 0,5 %. Rapport final VNC-CSTB. 11

12 étape de ce programme visera à mesurer les concentrations en éthers de glycol dans une soixantaine d habitations du Nord Pas-de-Calais 19 (février 2005 août 2005) [Plaisance, 2004]. La faculté de médecine de Lille mène un programme de recherche (BIOCOV) visant à étudier l exposition aux COV et les corrélations entre les COV atmosphériques, sanguins et urinaires. Dans une 1 ère phase d étude, les métabolites urinaires, les profils de COV atmosphériques spécifiques d expositions domestiques et le dosage de leurs représentants seront caractérisés chez 8 sujets travaillant dans 3 types d industries. Ces personnes seront sélectionnées parmi des non-fumeurs (n = 24). Pour chaque individu, des prélèvements atmosphériques seront réalisés à l aide de canisters portables (sac à dos) de façon séquentielle sur 24 heures (1 canister en milieu professionnel, 1 canister en milieu urbain et 1 canister au domicile). La seconde phase du programme, qui débutera au cours du dernier trimestre 2004, visera à recruter 50 volontaires en population générale (25 non-fumeurs et 25 fumeurs non salariés sélectionnés en fonction de la situation de leurs domiciles sous les retombées industrielles). Pour chacun d entre eux, des prélèvements atmosphériques seront également réalisés à l aide de canisters portables (sac à dos) de façon séquentielle sur 24 heures (1 canister en milieu urbain et 1 canister au domicile). Les COV prélevés seront dosés en GC/MS. La durée des prélèvements au domicile sera de l ordre de 10 à 12 heures. Parmi les COV seront principalement recherchés les BTEX et le triméthylbenzène 20. Les résultats de cette étude sont attendus en 2005 [Haguenoer, 2004]. Le programme PHYTAIR vise à étudier les capacités de dégradation de certains polluants intérieurs par divers microorganismes. Ce programme est pour le moment au stade de phase d'étude en laboratoire (exposition au toluène, benzène et CO) mais des prélèvements sont prochainement prévus chez des volontaires afin de tester ces capacités de bioépuration ou de dépollution par des végétaux dans l habitat dans des conditions réelles de vie (en partenariat avec l APPA Nord Pas de Calais, des questionnaires ont déjà été distribués chez des volontaires) 21. A la lumière de nos recherches, aucune nouvelle publication relative à l exposition dans les milieux intérieurs à l amiante, aux fibres minérales artificielles, au plomb n a été diffusée en dehors des campagnes de mesures micro-environnementales réalisées dans le cadre réglementaire de dépistage ou de surveillance sur le territoire national 22. Aucune étude sur l exposition domestique au rayonnement gamma n a été recensée. 19 Dans le cadre du programme régional Habit air, piloté par l ADEME. 20 Le protocole d étude prévoit un screening des COV mais il n y a pas de liste définitive et exhaustive des substances à mesurer. 21 Contact : M. D. Cuny, Université de Lille (voir Annexe 1). 22 En accord avec les responsables de l OQAI, ce type de campagnes dépasse le cadre de nos investigations. Rapport final VNC-CSTB. 12

13 Tableau 1 : Etudes françaises relatives à la qualité de l air dans divers micro-environnements intérieurs sur la période : synthèse et état d avancement Titre de l étude Laboratoire Localisation Lieu de vie* Effectif NO 2 CO COV et aldéhydes TCOV BTEX Aldéhydes - LHVP - LHSP Paris H 60 + Ethers de glycol Particules Biocontaminants Bactéries Champignons Acariens Autres - LHVP - LHSP Paris H, B, T 100 BTEX EXBE INERIS Rouen H, C 20 B - HUS Strasbours 4 villes (a) H Sentinelles de l Air APPA 4 villes (b) H (1) BTEX + (2) + (2) VESTA Faculté de Grenoble 5 villes (c) H (3) + + (3) BIOCOV Université de Lille Lille H BTEX PHYTAIR Habit air Université de Lille/APPA Ecoles Mines de Douai Lille H? + BT Lille H Mairie de Paris/LHSP Paris H HUS de Strasbourg Strasbourg H, B, ERP EXPOPE LHSP-INERIS Paris H? Biocides ISAAC INSERM-LHVP 6 villes (d) E INERIS? E LEPTAB La Rochelle E Drassif - LHVP Paris C B + - EDF CETIAT Paris, Lyon B Atmosf air Dijon ERP DGSRN France entière ERP Radon - Drassif - LHVP Paris ERP 2 Légionelles (4) Résultats définitifs Résultats préliminaires ou publication en cours Campagnes de mesures en cours * H = habitat B = bureaux professionnels E = écoles C = crèches T = moyens de transports ERP = établissement recevant du public (a) Marseille, Montpellier, Paris, Strasbourg (b) Lille, Dunkerque, Marseille, Grenoble (c) Grenoble, Nice, Clermont-Ferrand, Paris, Toulouse (d) Marseille, Créteil, Bordeaux, Strasbourg, Reims, Clermont-Ferrand (1) dans le Nord Pas de Calais et Marseille uniquement (2) à Marseille uniquement (3) dans certains centres seulement (4) Méthode de mesures dans l air Rapport final VNC-CSTB. 13

14 3.2. Informations par polluant Dioxyde d azote En 2000, on recensait une douzaine de travaux français sur la pollution dans les bâtiments par le NO 2. La majorité de ces études était réalisée en Ile de France et l habitat constituait le lieu de vie le plus étudié devant les milieux professionnels (non artisanaux ou industriels) et les établissements scolaires. Les résultats obtenus restaient difficiles à comparer en raison de la large hétérogénéité observée en terme de mesurages et de mode de sélection, mais ils montraient toutefois, de manière similaire à ce qui est décrit dans la littérature internationale, que les teneurs en NO 2 à l intérieur des bâtiments en France sont déterminées par l utilisation d appareils à gaz, le tabagisme, la pollution extérieure de fond, la proximité du trafic automobile, le taux de renouvellement de l air intérieur [Mosqueron, 2001 ]. Entre 2000 et 2004, les études multicentriques VESTA et les «Sentinelles de l air» ont permis de collecter un nombre important d informations sur la pollution intérieure par le NO 2 dans des logements répartis dans des régions françaises variées. Les résultats obtenus à La Rochelle sur 8 écoles investiguées en continu pendant 15 jours en période hivernale et estivale devraient être complétés dans les prochains mois par les données définitives collectées dans plus de 100 écoles au cours de l étude ISAAC II. Par ailleurs, des travaux en Bourgogne et en Ile de France ont permis de renseigner pour la 1 ère fois les niveaux d exposition au NO 2 dans une dizaine d établissements recevant du public et l exposition des jeunes enfants dans les crèches Etudes dans les habitats La première phase de l étude les «Sentinelles de l Air» a permis de mesurer les niveaux d exposition aux oxydes d azote (NO, NO 2 et NO X ) dans les villes de Lille, Dunkerque, Grenoble et Marseille chez des volontaires non fumeurs en période estivale (printemps/été 2001) et hivernale (hiver 2001/2002) [Adam, 2002; APPA, 2003; APPA, 2003a; Roussel, 2003]. Les mesures estivales et hivernales ont été effectuées dans les mêmes habitats. Les oxydes d azote ont été échantillonnés dans les logements en continu pendant 48 heures au cours des jours ouvrés (hors week-end) à l aide de capteurs passifs à diffusion de type axiale (badges Ogawa). En été, les concentrations en NO 2 mesurées dans le Nord-Pas de Calais (Dunkerque, Lille) dans une trentaine de domiciles de volontaires différent peu 23 (Tableau 2). Les concentrations intérieures moyennes sont plus élevées en période hivernale qu en été (37 versus 26 µg/m 3 ). En période froide, des valeurs très élevées ont été mesurées à l intérieur de deux logements (229 et 290 µg/m 3 ) à l intérieur desquels des chauffages fonctionnant au pétrole avaient été utilisés durant plusieurs heures au cours de la période de mesure. Après exclusion de ces deux valeurs extrêmes, la concentration moyenne en NO 2 à l intérieur des logements dans le Pas de Calais en hiver est de 29 +/- 13 µg/m 3 (contre 37 +/- 44,5 µg/m 3 avec les valeurs extrêmes). Les concentrations extérieures en NO 2, estimées à partir des mesures du réseau local de surveillance de la qualité de l air, sont significativement plus élevées en hiver qu en été. En période estivale, il existe une corrélation entre les concentrations extérieures et intérieures. En revanche, aucune corrélation n a été mise en évidence sur la période hivernale. Ces données confirment le rôle majeur des sources intérieures d oxydes d azote durant l hiver, notamment l utilisation de chauffage. 23 Les résultats de cette étude sont exprimés en NO, NO 2 et NO x mais seules les données concernant le NO 2 sont décrites dans le présent document. Rapport final VNC-CSTB. 14

15 A Marseille, les concentrations moyennes dans les habitats en période hivernale sont plus élevées que dans le Nord Pas de Calais (42,1 µg/m 3 ) (Tableau 2). Les locaux équipés de cuisinières à gaz présentent des taux de NO 2 plus élevés que ceux dotés d'un équipement électrique 24. Tableau 2 : Distribution des concentrations en NO 2 à l intérieur et à l extérieur des logements (µg/m 3 ) des Sentinelles de l Air Hiver Eté Intérieur Extérieur Intérieur Extérieur Lille n Moyenne (ET) 37 (39) 44 (14) 27 (14) 36 (7) Min - Max P25 ; P50 ; P75 nd* ; 29 ; nd nd ; 43 ; nd 19 ; 25 ; ; 37 ; 41 Dunkerque n Moyenne (ET) 37 (50) 32 (7) 26 (10) 26 (11) Min - Max P25 ; P50 ; P75 nd ; 28 ; nd nd ; 34 ; nd 19 ; 26 ; ; 27 ; 29 Marseille* n Moyenne (ET) 42 (21) Min - Max 9-93 P25 ; P50 ; P75 nd ; 42 ; nd * pas de campagne estivale nd = non déterminé Dans l étude VESTA, l exposition individuelle aux oxydes d azote a été mesurée pendant 48 heures chez des enfants asthmatiques et non asthmatiques. L exposition à l intérieur de l habitat a été évaluée chez un sous-échantillon d enfants à l aide d un badge passif de type Ogawa 25 laissé dans le domicile pendant les 2 jours correspondant à la durée de l exposition individuelle. Les badges ont été analysés par spectrophotométrie (à 545 nm). Parmi les 5 villes, les concentrations intérieures en NO 2 les plus fortes sont observées à Nice, les plus faibles à Clermont (Tableau 3) [Gauvin, 2001]. A l exception de Paris, on observe des teneurs plus élevées dans le domicile des enfants asthmatiques que chez les non asthmatiques Cette tendance est observée aussi bien pour les concentrations dans les habitats que pour l'exposition individuelle. 25 Les mêmes badges ont été utilisés pour mesurer l exposition individuelle et dans l habitat. 26 En raison des faibles effectifs des mesures intérieures à Toulouse, cette ville n'a pas été considérée dans la comparaison des moyennes entre villes. Rapport final VNC-CSTB. 15

16 Tableau 3 : Concentrations moyennes en NO 2 (µg/m 3 ) dans les logements d enfants (VESTA) Enfants asthmatiques Enfants non asthmatiques Grenoble 36,8 (ET = 15,5) (n = 14) 30,7 (ET = 10,3) (n = 14) Nice 50,5 (ET = 24,8) (n = 12) 34,7 (ET = 14,0) (n = 12) Toulouse 13,0 (n = 2) 16,0 (n = 1) Paris 37,7 (ET = 20,1)(n = 20) 41,0 (ET = 32,4) n = 20) Clermont 26,7 (ET = 5,3) (n = 6) 23,6 (ET = 6,8) n = 8) Total 38,4 (ET = 20,2) (n = 54) 34,0 (ET = 22,0) (n = 55) Etudes dans les écoles et les crèches Les enquêtes de la DRASS Ile de France et du Laboratoire d Hygiène de la Ville de Paris à l intérieur des crèches de la région francilienne fréquentées par de jeunes enfants ont permis de documenter les niveaux de NO 2 dans une cinquantaine d établissements sélectionnés par tirage au sort parmi les 218 crèches collectives de la région [Domsic, 2002]. Initiés en , ces travaux se sont poursuivis en Pour chaque crèche, 3 à 4 points intérieurs situés dans les salles des enfants et la cuisine ont été échantillonnés ainsi qu un point de référence extérieure (le jardin). La méthodologie mise en œuvre est basée sur l échantillonnage passif avec des prélèvements effectués sur 4 jours, du lundi au vendredi, à l aide de capteurs passif Passam (grille imprégnée de triéthanolamine) analysés par spectrométrie UV à 542 nm. Les mesures ont été réalisées sur l ensemble des crèches en périodes hivernale et estivale. Les campagnes hivernales sont échelonnées sur mars-avril 2000 (10 crèches) et décembre 2000 à avril 2001 (24 crèches). Les mesures estivales ont été effectuées de juillet à septembre 2000 (19 crèches) et 2001 (15 crèches). Les teneurs en NO 2 à l intérieur des crèches restent globalement inférieures à celles mesurées à l extérieur (Tableau 4). Les concentrations intérieures sur 4 jours varient de 21 à 75 µg/m 3. Une analyse des rapports teneur intérieure/teneur extérieure indique des ratios relativement homogènes avec un ratio moyen de 0,8-0,9 (hiver-été) pour les cuisines et dans les salles des enfants une moyenne de 0,7-0,8 (hiver-été). Les ratios paraissent plus élevés en période estivale ce qui indiquerait que l ouverture des fenêtres est plus fréquente ce qui augmente le renouvellement d air. Cet effet saisonnier pourrait aussi être lié à la formation endogène de dioxyde d azote en présence d ozone. Tableau 4 : Distribution des teneurs en NO 2 (µg/m 3 ) dans les crèches parisiennes* n m (et) P50 Min-Max P25 ; P75 ; P90 ; P98 Salle des enfants (10) ; 46 ; 53 ; 66 Cuisine (12) ; 56 ; 65 ; 74 Extérieur (jardin) (12) ; 61 ; 73 ; 83 * hivers et étés 1999 à 2001 La présence de NO 2 dans les salles des crèches est due à des sources extérieures (trafic automobile). Les variations temporelles de la concentration extérieure du jardin sont reproduites à l intérieur des bâtis : l air pénètre par le système de ventilation ou par infiltration. Les résultats ne mettent pas en évidence de sources intérieures particulières. Le LEPTAB de l Université de la Rochelle et l Association Régionale pour la Qualité de l Air en Poitou-Charentes ont étudié la relation entre la pollution extérieure et la pollution à l intérieur des salles de classe de 8 écoles maternelles ou primaires de l agglomération de la Rochelle. La première Rapport final VNC-CSTB. 16

17 phase de ce travail 27 consiste en l établissement d une base de données expérimentale en enregistrant de manière continue les concentrations en NO 2 (ainsi que le NO, les NO x, les particules et l O 3 ). Par ailleurs, le CO 2, la température et l humidité intérieure, la pression différentielle entre l intérieur et l extérieur, l occupation des locaux et l ouverture des fenêtres ont été mesurés simultanément. Des essais de perméabilité de la façade des salles de classe ont été effectués dans chacune des écoles étudiées. Huit établissements ont été sélectionnés sur des critères de diversité géographique (proximité ou non de sites industriels, du trafic routier ) et de ventilation (ventilation naturelle, ventilation mécanique ). A l intérieur de chaque école, le choix des salles de classe a été guidé par des raisons essentiellement pratiques liées à la sécurité des enfants, à l encombrement et au bruit de fond occasionné par les dispositifs de mesure. Pour chaque école, une campagne hivernale et une campagne printemps-été d une durée d observation de 15 jours continus chacune ont été effectuées. Le terme «campagne hivernale» désigne une séquence de mesures réalisée en une période froide où les fenêtres ne sont que très rarement ouvertes (février à mai) tandis que le terme «campagne printemps-été» désigne une séquence menée en une période douce où les fenêtres sont beaucoup plus ouvertes (mai à juillet). Les mesures extérieures et intérieures des concentrations en NO 2 ont été effectuées avec un analyseur AC 31 M (Environnement SA) dont le principe de mesure est basé sur la chimiluminescence et qui permet d enregistrer les informations toutes les 10 minutes. L acquisition de d information sur un pas de temps de 10 minutes à l intérieur et l extérieur de 8 établissements pendant 15 jours au cours d une campagne estivale et d une campagne hivernale a permis de construire une base de données considérable qui ne sera pas décrite ici en détail. D une manière générale, les profils de concentration en NO 2 à l intérieur et à l extérieur des bâtiments présentent globalement la même allure. Si dans deux écoles on observe des ratios de concentration intérieur/extérieur (r I/E ), supérieurs à 1 (1,03 à 1,17) suggérant la présence de sources endogènes 28, les ratios restent dans toutes les autres situations inférieurs à 1 (de 0,88 à 1, avec une valeur moyenne de l ordre de 0,9) en période hivernale comme en période estivale [Poupard, 2003; Blondeau, 2002]. Dans la seconde phase de l'étude ISAAC, des mesurages de NO 2 ont été réalisés ( ) en continu du lundi au vendredi dans les classes (3 à 4 classes par école) et dans les cours de récréation d une vingtaine d écoles primaires de 6 villes françaises (Marseille, Créteil, Bordeaux, Strasbourg, Reims et Clermont-Ferrand) à l aide de deux types de capteurs passifs (à diffusion radiale, Radiello, et à diffusion axiale, Passam) analysés par spectrophotométrie. Des résultats préliminaires sur les 396 classes investiguées (110 écoles) indiquent que les concentrations moyennes en NO 2 à l intérieur des salles de classe sont plus faibles qu à l extérieur dans chacune des villes. Les ratios concentration intérieure/concentration extérieure sont compris selon les villes entre 0,54 (Bordeaux) et 0,89 (Clermont-Ferrand). Ils indiquent qu il n y a pas de sources majeures de NO 2 dans les écoles. Les concentrations moyennes dans les classes, qui varient de 20 à 31 µg/m 3, ne différent pas significativement entre les villes. Les plus faibles expositions sont néanmoins enregistrées à Clermont-Ferrand et Reims, les deux plus petites villes de l étude [Annesi- Maesano, 2001]. Les résultats complets de cette étude, qui devraient permettre d évaluer l exposition au NO 2 dans les établissements scolaires fréquentés par environ enfants âgés de 10 ans, devraient être disponibles au cours des prochains mois. 27 Les phases suivantes de cette étude consistent après identification des paramètres influençant le transfert des polluants, à développer un modèle stochastique de prédiction de l exposition à l intérieur des salles de classe. 28 Dans une école, on notait à proximité de la classe étudiée une chaudière dont les fumées pouvaient pénétrer assez facilement à l intérieur de la classe. Dans l autre situation, le phénomène pourrait être attribué à une connexion défectueuse entre une chaudière et sa cheminée d évacuation à l origine de rejets de gaz. Rapport final VNC-CSTB. 17

18 Etudes dans les immeubles de bureaux En , une étude réalisée par EDF et le CETIAT a permis d estimer les concentrations en dioxyde d azote dans deux immeubles de bureaux situés à Lyon (13 étages) et en région parisienne (5 étages). Des échantillonnages ont été réalisés 1 fois par mois (en milieu de semaine) pendant 1 an. Quatre bureaux situés au 13 ème étage ont été investigués dans l immeuble lyonnais, et 3 à Paris (2 au dernier étage, 1 au 3 ème étage) [Ginestet, 2003; Ribot, 2003]. Le NO 2 a été mesuré sur une période de 8 heures correspondant aux heures de travail (9 h-17 h). Les teneurs observées dans les 3 bureaux de l immeuble parisien restent généralement assez basses. Les valeurs les plus élevées, de l ordre de 25 à 30 ppb, sont observées en été, lorsque les concentrations extérieures sont les plus fortes (Tableau 5). Seules les concentrations enregistrées dans l immeuble parisien sont détaillées par les auteurs car le très fort taux de renouvellement de l air dans les bureaux lyonnais a conduit à des concentrations en polluants gazeux quasi identiques à celles mesurées à l extérieur des bâtiments. Tableau 5 : Concentrations moyennes de NO 2 (ppb) mesurées sur 8 heures dans un immeuble de bureaux Parisien Bureau 1 Bureau 2 Bureau 3 Septembre ,1 4,0 9,2 Octobre ,6 7,9 9,7 Novembre ,4 7,3 9,9 Décembre ,4 10,2 12,0 Janvier ,5 9,6 Février ,8 5,5 7,6 Mars ,2 11,2 - Mai ,3 28,2 - Juin ,9 23,0 - Juillet ,7 11,5 13,0 Août ,8 7,0 7, Etablissements recevant du public Le réseau de surveillance de la qualité de l air Bourguignon (Atmosf air Bourgogne) et l Ecole Nationale de Santé Publique ont réalisé en 2002/2003 des travaux visant à mesurer le dioxyde d azote dans des espaces accueillant du public. La campagne comporte 10 sites de mesures, retenus sur la base du volontariat, où l air intérieur et l air extérieur ont été analysés simultanément (1 cafétéria, 1 cinéma, 1 gare, 1 bar, 1 halte garderie, 1 MJC, 1 mairie, 1 salle de sport, 2 bureaux administratifs). Des mesures spécifiques dans l habitable d une voiture diesel ont également été effectuées. Les prélèvements de NO 2 ont été réalisés pendant une semaine à l aide d échantillonneurs passifs à diffusion radiale. Les prélèvements ont été effectués dans certains sites à différentes hauteurs (à hauteur d enfant ou sous le plafond) afin d étudier l influence de ce paramètre. La campagne de mesures s est déroulée en 2 phases (juillet 2002 et mars 2003) correspondant à une période estivale et une période plus froide. Entre ces deux périodes ont également été réalisées des mesures dans 3 écoles et un boulodrome. Au total, 73 analyses ont été réalisés. Selon le type d établissement et la période d étude, les teneurs intérieures en NO 2 sont tantôt plus élevées qu à l extérieur, tantôt plus faibles (Tableau 6). Les résultats indiquent que les concentrations Rapport final VNC-CSTB. 18

19 mesurées dans les établissements recevant du public sont dépendantes des concentrations extérieures. La hauteur de prélèvement ne semble pas influencer significativement les niveaux mesurés [Atmosf air, 2003; Ravel, 2002]. Tableau 6 : Concentrations moyennes en NO 2 (µg/m 3 ) dans divers établissements recevant du public Lieu Eté Printemps Mairie Accueil 19,1 16,8 Extérieur (jardin) 21,5 17,3 Bars Intérieur 1 68,4 - Extérieur 1 (rue 1) 48,9 - Intérieur 2-52,5 Extérieur 2 (rue 2) - 42,3 Halte garderie SDB 14,5 5,0 SDJ hauteur enfant 12,4 - SDJ hauteur adulte 13,3 6,5 Extérieur (cour) 11,4 12,2 MJC Accueil 20,8 10,0 Salle d activités - 9,3 Extérieur (cour) 11,4 12,2 Cafétéria RDC crêperie 36,0-1 er étage fumeur 38,5 - RDC fumeur 41,3 -- Cinémas Accueil 1 21,0 - Salle 1 19,0 - Extérieur 1 (rue 1) 22,9 - Couloir 2-59,9 Salle 2-35,1 Extérieur 2 (rue 2) - 50,8 Salle de sport Salle de fitness 16,9 - Salle de musculation 17,0 13,2 Extérieur (rue) 19,3 24,2 Ecoles Classe 1-28,3 Intérieur 1-26,5 Extérieur 1 (cour 1) - 9,3 Classe 2-27,6 Intérieur 2-24,5 Extérieur 2 (cour 2) - 8,7 Classe 3-17,6 Intérieur 3-32,9 RDC self - 14,6 Boulodrome Intérieur - 26,9 Extérieur (rue) - 15,1 Voiture Habitacle 43,0 21, Monoxyde de carbone En dehors des situations d intervention après intoxication oxycarbonée, il existait peu d études ciblées sur la contamination chronique par le CO à l intérieur des bâtiments en Seules quelques mesures Rapport final VNC-CSTB. 19

20 concernant les établissements scolaires et les bureaux ont été réalisées dans le cadre d études ayant une approche «multipolluant». Le CO ne constituant pas la problématique centrale de ces études, les informations relatives à ce polluant sont généralement peu détaillées. Ces travaux indiquent cependant que dans des conditions de vie et d activités normales dans les établissements scolaires et les immeubles de bureau, les teneurs en CO sont généralement peu élevées. Elles augmentent en présence de fumeurs ou dans les locaux situés à proximité d axes automobiles à fort trafic [Mosqueron, 2001]. Depuis, trois études sur l évaluation de l exposition au CO dans les micro-environnements intérieurs ont été réalisés, la 1 ère ciblée sur les logements («Sentinelles de l Air»), la seconde sur les immeubles de bureaux et la dernière sur les crèches Etudes dans l habitat Les «Sentinelles de l Air» ont permis d évaluer l exposition individuelle au CO de sujets volontaires vivant à Dunkerque, Lille et Marseille. Parallèlement à cette évaluation de l exposition individuelle, des mesures de la pollution de l air à l intérieur des logements des volontaires ont été réalisées avec les mêmes dispositifs de prélèvement. Des campagnes de mesures estivales et hivernales (printemps-été et hiver) ont été menées au cours des années afin d évaluer les variations saisonnières. Elles seront suivies en d une seconde campagne de mesures visant à estimer les variations à long terme (3 ans d intervalle). L échantillonnage et l'analyse ont été réalisés simultanément à l aide d un analyseur actif portatif automatique programmable qui permet de mesurer les teneurs en CO dans l'air en continu à raison d'une mesure toutes les 5 minutes pendant 48 heures [Adam, 2002]. Les profils de CO enregistrés ont été mis au regard des budget espace temps des volontaires afin de les interpréter. Cette analyse a permis de rechercher les principaux déterminants de l exposition individuelle et micro-environnementale au CO. En raison de problèmes techniques, les données collectées durant la 1 ère campagne de mesurages 30 dans le Nord-Pas de Calais sont incomplètes (59 mesures d exposition individuelle, 25 mesures intérieures pour la campagne estivale et 60 mesures d exposition individuelle, 58 mesures intérieures pour la campagne hivernale). Elles indiquent que l exposition individuelle au CO est essentiellement d origine domestique et ce sont principalement les modes de chauffage qui sont en cause. Parmi les autres déterminants, on trouve les modes de transports, les activités de cuisine et le tabagisme passif. Les trajets automobiles peuvent induire une exposition relativement importante, notamment en situation d embouteillage où les concentrations de CO peuvent atteindre 15 ppm en moyenne sur 15 minutes. La fréquentation des parkings couverts, le démarrage de la voiture dans un garage mal aéré ou le remplissage des réservoirs d essence dans les stations service représentent des situations d exposition courte à de fortes teneurs en CO. Les concentrations dans les autres types de transports (vélo, métro, bus, marche à pied ) sont beaucoup plus faibles (1 à 5 ppm sur 15 minutes). Les pics de CO ont été relevés aussi bien avec les analyseurs utilisés pour le mesure de l exposition individuelle que ceux laissés au domicile dans la pièce principale. Parmi les modes de chauffage induisant des concentrations assez élevées de CO à l intérieur des logements en hiver, on trouve les chaudières au gaz mal réglées et le chauffage au charbon ou au pétrole 31. Si les teneurs observées dans ces situations (5 à 20 ppm) sont comparables à celles décrites dans l habitacle des voitures, le temps de séjour à l intérieur des logements est en revanche beaucoup plus important (14 à 18 heures contre 1 à 2 heures) ce qui influence nettement plus les niveaux d exposition individuelle. Les activités de cuisine conduisent également fréquemment à des pics de CO (quelques ppm) sur des temps restreints. Enfin, l exposition au tabagisme passif hors de l habitat (restaurant ) ou à l intérieur du logement des 29 Analyseur Multi R.A.E PLUS reposant sur un principe électrochimique. 30 Considérée comme une étude de faisabilité. 31 L étude Sentinelles de l Air sur le CO dans le Nord Pas de Calais s est d ailleurs poursuivie en 2003 dans le cadre du Plan Régional d'action en Santé Environnement (PRASE) local avec une étude spécifique sur l exposition individuelle au CO chez 23 sujets volontaires utilisant un chauffage d appoint au pétrole. Rapport final VNC-CSTB. 20

21 volontaires (réception de fumeurs 32 ) influence également les niveaux d exposition individuelle. Dans des atmosphères particulièrement enfumées, des teneurs de 30 ppm ont été mesurées. Les moyennes glissantes de CO ont été calculées sur 1 et 8 heures (Tableau 7). Dans la campagne estivale, des teneurs intérieures supérieures à 10 µg/m 3 sur 8 heures ont été relevées dans un même domicile. L influence du mode de chauffage ayant été écartée dans cette situation précise, les concentrations extérieures et en particulier le trafic automobile intense à proximité du domicile conjugué à une ouverture fréquente des fenêtres, pourraient expliquer ces taux élevés 33. Les situations avec des concentrations élevées de CO sont plus fréquentes en hiver qu en été. Elles sont principalement liées à l utilisation du chauffage au pétrole ou au charbon à laquelle viennent s ajouter des «pics» lors d activités de cuisine [APPA, 2003]. Tableau 7 : Concentrations moyennes en CO dans les logements du Nord-Pas-de Calais Moyenne glissante Eté (1) Hiver (2) Sur 1 heure Maximum Nombre de mesures > 30 µg/m Sur 8 heures Maximum Nombre de mesures > 10 µg/m (1) nombre total de mesures = 25 (2) nombre total de mesures = 55 A Marseille, on observe des pics de même intensité que dans le Nord-Pas de Calais. L exposition individuelle moyenne est significativement plus élevée en hiver qu en été mais elle reste cependant faible (3,6 ppm en hiver et 0,9 ppm en été). Chez certains volontaires, on note la présence de pics de concentration d une vingtaine de ppm, en été comme en hiver, correspondant au temps passé dans l habitacle d un véhicule en marche et à une exposition à la fumée de tabac environnementale (Figure 1). Selon les auteurs, les teneurs peu élevées en hiver chez les volontaires équipés d'appareils de chauffage, de production d'eau chaude ou de cuisson au gaz, montrent le bon réglage et la bonne maintenance de ces appareils [Adam, 2002]. Figure 1 : Teneurs en CO enregistrées sur 48 heures chez un volontaire marseillais 32 Seuls des non fumeurs ont été inclus dans l étude. 33 L hypothèse de l influence du trafic automobile est d ailleurs étayée par le fait que dans ce même domicile des concentrations élevées en oxydes d azote et BTEX ont également été observées. Rapport final VNC-CSTB. 21

22 Etudes dans les écoles et les crèches Initiée en et poursuivie en , l enquête réalisée par la DRASS Ile de France et le Laboratoire d Hygiène de la Ville de Paris sur les niveaux d exposition au CO à l intérieur des crèches de la région francilienne a permis de documenter environ 50 crèches sélectionnées par tirage au sort parmi l ensemble des crèches collectives de la région [Domsic, 2002]. Le CO a été mesuré en période hivernale (décembre 2000 à avril 2001), du lundi au vendredi, par des analyseurs de type PAC CO, basés sur le principe de la détection électrochimique, permettant un enregistrement des concentrations toutes les 5 minutes. Les concentrations moyennes enregistrées sur un pas de temps de 5 minutes en hiver sont comprises entre 0,1 et 2 ppm. Deux pics ponctuels maximums de l ordre de 30 ppm ont été observés. Les résultats ne mettent pas en évidence de pollution spécifique qui pourrait être liée au trafic automobile ou à un dysfonctionnement des appareils à gaz Etudes dans les immeubles de bureaux Une étude d EDF et du CETIAT a permis de mesurer les concentrations en CO dans deux immeubles de bureaux situés à Lyon (13 étages) et en région parisienne (5 étages). Des échantillonnages de 24 heures ont été répétés 1 fois par mois (en milieu de semaine) pendant un an. Quatre bureaux ont été investigués dans l immeuble lyonnais (situés au 13 ème étage), 3 à Paris (2 au dernier étage, 1 au 3 ème étage). Les résultats détaillés pour le CO ne sont pas présentés par les auteurs car les concentrations enregistrées sont très faibles et elles ne montrent pas de différence significative entre les bureaux, selon les saisons ou la ville [Ginestet, 2003; Ribot, 2003] Composés organiques volatils, aldéhydes et éthers de glycol Les données françaises collectées entre 1990 et 2000 sur l exposition aux composés organiques volatils (COV) dans les milieux intérieurs sont assez fragmentaires. Les substances individuelles les mieux documentées sont le benzène, le formaldéhyde et l acétaldéhyde. Aucune étude sur les éthers de glycol dans les milieux intérieurs n a été réalisée. Ces travaux indiquent toutefois, quel que soit le type de COV, que les teneurs à l intérieur des bâtiments sont plus élevées qu à l extérieur, avec un ratio intérieur/extérieur pouvant varier de 2 à 50. A l intérieur d un même local, les concentrations en COV peuvent subir de larges variations spatio-temporelles. Ces phénomènes pourraient s expliquer par la présence de sources intérieures permanentes (relargage par le mobilier par exemple) et temporaires (activités intérieures de bricolage, fumée de tabac). Les sources individuelles de chaque COV restent délicates à identifier et surtout à quantifier [Mosqueron, 2001]. Si le domaine de la pollution intérieure par les COV et les aldéhydes a longtemps été peu investigué en France, on observe sur ces quatre dernières années une recrudescence des efforts dans ce domaine. Depuis 2000, on recense une dizaine de travaux ciblés sur l habitat (4), les crèches (2), les immeubles de bureaux (2), les écoles (1) et sur une dizaine d établissements recevant du public. Ces informations devraient être complétées prochainement par celles collectées dans deux autres programmes sur les logements (VESTA) et les écoles (ISAAC) (publications en cours). Trois autres projets en cours de réalisation sont ciblés sur l exposition domestique aux COV et aldéhydes et pour la 1 ère fois en France, une campagne de mesures des éthers de glycol dans l air intérieur des logements va démarrer prochainement dans le Nord-Pas-de-Calais. Rapport final VNC-CSTB. 22

23 Etudes dans les habitats Les «Sentinelles de l Air» ont permis d évaluer l exposition individuelle aux BTEX (benzène, toluène, éthylbenzène, xylènes) et aux aldéhydes (acétaldéhyde, formaldéhyde) chez des volontaires résidant dans 4 zones urbaines (Dunkerque, Lille, Marseille et Grenoble). Aux mesures individuelles ont été couplées des mesures à l intérieur des logements des volontaires réalisées avec les mêmes dispositifs de prélèvement pendant 48 heures (tubes passifs à diffusion radiale Radiello). Des campagnes de mesures ont été réalisées au cours du printemps-été 2001 et de l hiver La 1 ère phase de mesurage (printemps-été 2001), considérée comme une étude de faisabilité, a mobilisé environ 150 sujets dans les 4 villes. Les niveaux moyens de BTEX dans les domiciles des quatre agglomérations différent assez peu (Tableau 8). Ils sont dominés par le toluène puis les xylènes qui sont assez largement devant l éthylbenzène et le benzène. Les corrélations entre les divers BTEX sont le plus souvent assez élevées, ce qui suggère que leurs sources sont assez similaires. Seules les concentrations de benzène et de toluène sont assez faiblement corrélées ce qui suppose l existence de sources différentes. Le faible rapport benzène/toluène dans les logements suggère un enrichissement de l air intérieur en composés alkylés 34. Confirmant les travaux antérieurs, on retrouve des teneurs plus élevées à l intérieur des habitats qu à l extérieur. 34 Toluène, éthylbenzène, xylènes. Rapport final VNC-CSTB. 23

24 Tableau 8 : Concentrations en BTEX dans les logements en période estivale Benzène Toluène Ethylbenzène Intérieur Extérieur Intérieur Extérieur Intérieur Extérieur Grenoble n m (ET) 2 (1) 1 (0) 30 (22) 6 (2) 5 (3) - Min Max P25 ; P50 ; P75 2 ; 2 ; 3 1 ; 2 ; 2 16 ; 23 ; 34 5 : 6 ; 8 2 ; 4 ; 6 - Lille n m (ET) 4 (2) 3 (1) 30 (16) 16 (8) 7 (17) 2 (1) Min Max P25 ; P50 ; P75 2 ; 3 ; 5 2 ; 3 ; 4 16 ; 26 ; 40 7 : 17 ; 24 2 ; 3 ; 7 1 ; 2 ; 3 Dunkerque n m (ET) 6 (11) - 49 (75) - 7 (11) - Min Max P25 ; P50 ; P75 1 ; 2 ; 4-13 ; 25 ; 46-1 ; 3 ; 7 - Marseille n m (ET) 4 (2) - 20 (13) - 5 (5) - Min Max P25 ; P50 ; P75 3 ; 4 ; 6-9 ; 21 ; 25-3 ; 4 ; 5 - Xylènes totaux m,p-xylènes o-xylène Intérieur Extérieur Intérieur Extérieur Intérieur Extérieur Grenoble n m (ET) 17 (13) - 11 (8) 2 (1) 6 (7) - Min Max P25 ; P50 ; P75 8 ; 12 ; 21-6 ; 9 ; 15 1 ; 2 ; 2 2 ; 4 ; 6 - Lille n m (ET) 28 (71) 7 (4) 21 (54) 5 (3) 8 (17) 2 (1) Min Max P25 ; P50 ; P75 7 ; 12 ; 24 2 ; 7 ; 9 5 ; 8 ; 17 2 ; 5 ; 7 2 ; 4 ; 7 1 ; 2 ; 3 Dunkerque n m (ET) 27 (44) - 20 (32) - 7 (12) - min Max P25 ; P50 ; P75 3 ; 13 ; 27-2 ; 9 ; 20-1 ; 4 ; 6 - Marseille n m (ET) 20 (23) - 14 (15) - 6 (8) - Min Max P25 ; P50 ; P75 9 ; 15 ; 20-6 ; 10 ; 15-3 ; 4 ; 5 - Une analyse comparative des données estivales et hivernales collectées à Marseille indique que les concentrations en benzène dans l'habitat sont significativement plus élevées en hiver qu en été (Tableau 9). Cette différence saisonnière s'explique par l exposition à la fumée de tabac environnementale dans certains logements en période hivernale et par des travaux de peinture effectués dans un domicile en hiver. Pour les xylènes et l'éthylbenzène, les mêmes tendances sont observées : les teneurs dans l'habitat sont significativement plus élevées en hiver. Pour le toluène, il n'existe pas de différence significative entre les saisons mais les niveaux d exposition dans l'habitat sont tout de même plus élevés en hiver qu en été [Adam, 2002]. Rapport final VNC-CSTB. 24

25 Tableau 9 : Concentrations en BTEX (µg/m 3 ) dans les domiciles Marseillais Hiver (n = 30) Eté (n = 24) Benzène Moyenne (ET) 5,9 (3,3) 4,1 (2,4) Minimum - Maximum 1,9-15,2 0,8-9,0 P50 5,2 3,5 Toluène Moyenne (ET) 33,7 (28,6) 21,9 (14,2) Minimum - Maximum 9,9-140,6 1,4-49,7 P50 25,6 21,8 Ethylbenzène Moyenne (ET) 14,4 (13,0) 5,3 (4,8) Minimum - Maximum 2,7-57,7 1,3-23,8 P50 10,1 4,0 Xylènes Moyenne (ET) 51,1 (47,9) 20,9 (22,3) Minimum - Maximum 7,4-186,2 4,1-100,6 P50 30,5 15,1 Des mesures spécifiques d aldéhydes ont été réalisées à Marseille selon le même protocole que pour les autres polluants, avec des échantillonnages individuels et dans les logements effectués pendant 48 heures en hiver (n = 30) et au printemps-été (n = 24) à l'aide de tubes passifs à diffusion radiale (Radiello). Neuf substances individuelles ont été recherchées : formaldéhyde, acétaldéhyde, acroléine, butyraldéhyde, propionaldéhyde, benzaldéhyde, valéraldéhyde, isovaléraldéhyde, hexaldéhyde. Les concentrations mesurées pour l'ensemble des aldéhydes étudiés sont faibles. Néanmoins, 2 composés sont majoritairement retrouvés dans les habitats : le formaldéhyde et l'acétaldéhyde. Pour ces deux substances, les teneurs à l'intérieur des locaux sont significativement plus importantes en été qu en hiver (Tableau 10). Les autres aldéhydes pris en compte dans l'étude sont négligeables (résultats non présentés par les auteurs). Les teneurs très faibles en acroléine indiquent l'absence d'activité de cuisson par friture 35 [Adam, 2002]. Tableau 10 : Concentrations en formaldéhyde et acétaldéhyde (µg/m 3 ) dans les domiciles Marseillais Formaldéhyde Acétaldéhyde Hiver (n = 30) Eté (n = 24) Hiver (n = 30) Eté (n = 24) Moyenne (ET) 1,5 (1,9) 7,0 (2,9) 1,4 (1,8) 4,7 (2,7) Minimum - Maximum < lq* - 5,8 3,0-12,0 < lq - 5,0 1,1-8,9 P50 0,6 6,0 0,4 4,5 * limite de quantification En 2001, une étude du Laboratoire d'hygiène et de Santé Publique de la faculté de Pharmacie de Paris V et du Laboratoire d Hygiène de la Ville de Paris a permis de mesurer les teneurs en aldéhydes dans l habitat et de rechercher leurs déterminants sur un échantillon d une soixantaine d appartements franciliens dans lesquels plusieurs mesurages ont été réalisés en parallèle. Ce travail porte sur six composés : formaldéhyde, acétaldéhyde, propionaldéhyde, benzaldéhyde, pentanal et hexanal. Sur la base du volontariat, 61 logements situés en région parisienne et occupés par des non fumeurs ont été retenus. Ils devaient comporter au moins une pièce principale (salon, salle à manger), une cuisine indépendante et une chambre. Pour des raisons d homogénéité, les maisons ont été exclues de l étude. Environ les 2/3 des logements sélectionnés (41/61) sont récents ou ont bénéficié d aménagements récents. Les autres domiciles, définis comme «anciens», correspondent à des constructions antérieures à 1970 et équipées d aménagements de plus de 5 ans. 35 L'acroléine provient essentiellement de la décomposition thermique des graisses de friture. Rapport final VNC-CSTB. 25

26 Les aldéhydes ont été prélevés à l aide d un échantillonneur passif à diffusion radiale (Radiello) placé pendant 72 heures à une hauteur d environ 1,5 m dans la cuisine, la pièce principale et dans une chambre (de préférence celle d enfants car elle était plus susceptible d avoir été récemment aménagée). Le dosage des aldéhydes est effectué par CLHP couplée à une détection UV. Un questionnaire visant à renseigner les éventuels facteurs influençant les concentrations intérieures en aldéhydes a été rempli au cours de l enquête. Les conditions thermo-hygrométriques et les concentrations en CO 2, qui peuvent avoir une influence sur les teneurs en aldéhydes, ont également été enregistrées. Parmi les 61 appartements, deux présentaient des concentrations plus élevées que les autres en raison de travaux à peine terminés. Les concentrations de formaldéhyde, d acétaldéhyde, de pentanal et d hexanal mesurées dans ces deux situations sont respectivement d environ 100, 9,8, 39,4 et 180,7 µg/m 3 et de 37, 48,5, 83,4 et 413,9 µg/m 3. Seuls les résultats relatifs aux 59 autres logements sont décrits de manière détaillée par les auteurs. Les concentrations de chaque substance suivent une loi log-normale. Le formaldéhyde, l acétaldéhyde, le pentanal et l hexanal sont les composés majoritaires. Les teneurs en propionaldéhyde et benzaldéhyde sont proches des valeurs des blancs et difficiles à exploiter (Tableau 11). Tableau 11 : Distribution des concentrations (µg/m 3 ) en aldéhydes dans les logements parisiens (n = 59) Moyenne (et) Minimum 1 er quartile Médiane 3 ème quartile Maximum Formaldéhyde 27,7 (18,3) 2,3 14,0 23,5 36,3 120,3 Acétaldéhyde 11,2 (5,8) 1,4 7,2 10,2 13,8 34,6 Propionaldéhyde 4,9 (3,8) 0,0 2,2 4,1 6,8 27,8 Benzaldéhyde 1,0 (0,8) 0,0 0,5 0,8 1,2 4,4 Pentanal 7,9 (7,2) 0,4 3,2 5,5 10,7 46,6 Hexanal 32,8 (39,9) 2,0 12,6 21,1 34,4 297,8 Quel que soit l aldéhyde considéré, on n observe pas de différence significative entre les concentrations mesurées dans les trois pièces. A l exception du formaldéhyde, les concentrations augmentent significativement avec le niveau moyen de CO 2. L humidité relative est associée à des teneurs plus élevées d acétaldéhyde et de pentanal. Aucune association n a été mise en évidence entre la température moyenne des appartements et les concentrations en aldéhydes. La présence de dérivés du bois (panneaux de particules ), de tissus d ameublement, de moquette murale n est pas associée de manière significative à une augmentation des teneurs en aldéhydes. En revanche, la peinture augmente les concentrations en pentanal et en hexanal alors qu au contraire la présence de papier peint tend à les diminuer. La toile de verre est associée à une augmentation des concentrations en acétaldéhyde, pentanal et hexanal. Indépendamment du type de matériau, des revêtements au sol et aux murs de moins d un an apparaissent comme un facteur significativement relié à une élévation des concentrations intérieures en aldéhydes. Les concentrations en formaldéhyde sont significativement plus élevées dans les pièces présentant un parquet vitrifié, un linoléum ou une moquette collés. La présence de fumeurs au cours de la période d échantillonnage tend à augmenter les concentrations de formaldéhyde, d hexanal et de pentanal. A l exception de l acétaldéhyde dont elle augmenterait les concentrations, l utilisation de produits domestiques pendant les mesurages ne semble pas liée aux concentrations en aldéhydes [Clarisse, 2003; Clarisse, 2002]. L étude VESTA a permis de décrire la distribution des expositions aux aldéhydes à l intérieur du domicile 36 de jeunes enfants (4-14 ans). Plus de 400 enfants vivant en milieu urbain (Grenoble, Nice, Toulouse, Clermont-Ferrand, Paris) d une moyenne d âge de 7 ans ont été inclus dans cette étude épidémiologique de type cas-témoins (mars décembre 2000) [Gauvin, 2001; Zmirou, 2004]. Dans chaque 36 Il n y a pas eu de mesure de l exposition individuelle aux aldéhydes. Rapport final VNC-CSTB. 26

27 ville, l exposition domestique aux aldéhydes (acétaldéhyde et formaldéhyde) a été caractérisée chez des enfants asthmatiques et non asthmatiques pour un échantillon de 10 logements avec des parents fumeurs et de 10 logements avec des parents non fumeurs (5 témoins et 5 cas). Les mesures ont été réalisées en continu sur 48 heures à l aide de dispositifs actifs comprenant une pompe branchée sur secteur posée dans le salon et d une cartouche de silice imprégnée de 2,4-dinitrophényl hydrazine (DNPH) 37. Les résultats concernant l exposition domestique aux aldéhydes sont en cours de publication Etudes dans les écoles et les crèches Une étude de la DRASS Ile de France et du Laboratoire d Hygiène de la Ville de Paris a permis de connaître les niveaux de benzène et de formaldéhyde à l intérieur des crèches de la région francilienne. Initiée en , elle s est poursuivie en permettant de documenter 50 crèches sélectionnées par tirage au sort parmi les 218 crèches collectives de la région. Dans chaque établissement, les échantillonnages ont été effectués sur 3 à 4 points intérieurs situés dans les salles des enfants et la cuisine ainsi que sur un point de référence extérieure (le jardin). La méthodologie mise en œuvre est basée sur l échantillonnage passif avec des prélèvements effectués sur 4 jours, du lundi au vendredi. Le benzène a été prélevé à l aide de capteurs passif Radiello (charbon actif) puis analysé par chromatographie en phase gazeuse et détection à ionisation de flamme. Le formaldéhyde a été prélevé sur deux périodes successives de 48 heures à l aide de capteurs passif Radiello (imprégnés au DNPH) puis analysé par chromatographie liquide et détection UV à 365 nm. Les deux composés ont été mesurés sur l ensemble des crèches en période hivernale (mars-avril 2000, 10 crèches, et décembre 2000 à avril 2001, 24 crèches) [Domsic, 2002]. Sur l ensemble des crèches, les concentrations intérieures moyennes en benzène sont supérieures à 2 µg/m 3 (Tableau 12). Elles dépassent légèrement celles mesurées dans le jardin avec des ratios moyens «intérieur/extérieur» de 1,4 pour les cuisines et de 1,2 pour les salles des enfants. Selon les auteurs, la contribution des diverses sources intérieures reste difficile à appréhender mais les matériaux de construction, les produits de décoration, les activités de bricolage ou d entretien peuvent contribuer à un apport interne de benzène. Tableau 12 : Distribution des teneurs en benzène (µg/m 3 ) dans les crèches parisiennes* n m (et) P50 Min-Max P25 ; P75 ; P90 ; P98 Salle des enfants 114 2,1 (1,1) 1,9 0,9-7,7 1,3 ; 2,2 ; 3,7 ; 4,8 Cuisine 26 2,3 (1,3) 1,9 1,1-5,9 1,3 ; 2,6 ; 4,0 ; 4,5 Extérieur (jardin) 37 1,8 (0,7) 1,7 0,9-3,5 1,3 ; 2,2 ; 2,6 ; 3,1 * hivers et Si pour la plupart des crèches, les teneurs intérieures en benzène sont du même ordre de grandeur qu à l extérieur, quelques établissements présentent des concentrations intérieures assez nettement plus élevées qu à l extérieur. Les phénomènes pouvant être à l origine de ces teneurs intérieures élevées sont, selon les situations, des travaux récents de peinture, une ventilation insuffisante, la présence de revêtements de sols et de murs en plastique collés neufs, cuisines donnant sur des rues à fort trafic... Concernant le formaldéhyde, les teneurs moyennes à l intérieur sont supérieures à la moyenne extérieure (Tableau 13). Les écarts types importants mettent en évidence la grande variabilité des teneurs en formaldéhyde entre les crèches. 37 Permet de transformer au sein de la cartouche DNPH les aldéhydes en hydrazones, composés plus stables. Ces hydrazones sont ensuite analysés par HPLC-UV. Avant et après échantillonnage, les cartouches sont conservées au réfrigérateur (4 C). Rapport final VNC-CSTB. 27

28 Tableau 13: Distribution des teneurs en formaldéhyde (µg/m 3 ) dans les crèches parisiennes* n m (et) P50 Min-Max Salle des enfants ,9 (8,0) 13,3 1,5-56,0 Cuisine 43 11,7 (7,6) 9,9 3,1-39,2 Extérieur (jardin) 65 5,6 (3,1) 5,0 1,5-17,6 * hivers et Les résultats indiquent que les principales sources de formaldéhyde sont essentiellement intérieures, l air extérieur ne contribuant qu à des teneurs très faibles. Ils montrent aussi qu il existe des émissions continues de sources propres à chaque pièce de la crèche (produits de construction, décoration ) et/ou des sources ponctuelles (utilisation de produits émetteurs de formaldéhyde lors d activités spécifiques). Une enquête de l INERIS a permis de mesurer l exposition à diverses substances irritantes, dont le formaldéhyde et l acétaldéhyde, dans une école où des symptômes non spécifiques avaient régulièrement été signalés (irritations des voies respiratoires et des yeux, maux de tête ) à l automne 2001 chez les enfants et les adultes fréquentant cet établissement. D une surface d environ m 2, construite dans les années 40 et située dans une zone résidentielle d une petite ville, l école accueille prés de 300 enfants (9-11 ans) et 10 adultes. Une partie des bâtis a été construite 3 mois avant l étude. Des échantillonnages aériens ont été réalisés à l aide de dispositifs de monitoring (enregistrements en continu) ou de dispositifs passifs au plus près des périodes durant lesquelles les enfants déclaraient des symptômes d irritation. Les mesures ont été effectuées dans la plupart des différentes pièces de l école (11 salles de classe, 1 dortoir, 1 cuisine, 1 hall, 1 bureau et 1 bibliothèque répartis sur un seul étage). Les aldéhydes recherchés à l aide de dispositifs passifs (Radiello) équipés de cartouche DNPH étaient le formaldéhyde, l acétaldéhyde, le propanal, le butanal, l hexanal, l octanal, le pentanal et l heptanal (analyse par HPLC et détection UV). Les échantillonneurs étaient placés durant 5 jours dans les salles de classe (ainsi qu à l extérieur des bâtis afin d obtenir des mesures comparatives), de préférence dans celle où l on notait le plus d enfants déclarant des symptômes. Divers acides organiques (acide formique, acide acétique, acide propionique et acide butyrique) ainsi que l ammoniaque et le dioxyde de soufre (NH 3 et SO 2 ) ont également été mesurés. Des séries de mesures ont été réalisées en janvier 2002, en mars 2002 après l installation de grilles de ventilation passive et en mai 2002 après la mise en place d une ventilation mécanique contrôlée. Les teneurs en aldéhydes mesurées à l intérieur de l école sont plus élevées qu à l extérieur. Les concentrations en formaldéhyde, homogènes entre les différentes pièces de l école avec des concentrations moyennes comprises entre 20 et 25 µg/m 3, sont environ 10 fois plus élevées qu à l extérieur (Tableau 14). Le ratio intérieur/extérieur est moins fort pour l acétaldéhyde puisque pour une concentration extérieure de 2 µg/m 3 on observe des teneurs dans l école 3 fois plus grandes (6 à 7 µg/m 3 ). Des composés organiques volatils autres que les aldéhydes et les acides organiques précités pouvant être à l origine de réactions d irritation ont également été identifiés. Parmi eux figurent principalement le benzène, le toluène, le 2-éthyl hexanol, l acide éthyl hexanoique, l éthylbenzène, les xylènes, les terpènes, le phénol et le dichlorobenzène. Rapport final VNC-CSTB. 28

29 Tableau 14 : Concentrations moyennes en aldéhydes et acides organiques dans diverses pièces d une école (µg/m 3 ) Dortoir Classe 1 Classe 2 Classe 3 Hall Bureau Extérieur Formaldéhyde Acétaldéhyde Propanal Butanal Pentanal Hexanal Heptanal Octanal Acide formique* Acide acétique* * mesuré seulement dans la classe où les enfants déclaraient le plus de symptômes (résultat extrapolé aux autres pièces) La seconde phase de l étude a montré que les concentrations intérieures des principaux polluants diminuent après la mise en place de systèmes de ventilation. La ventilation mécanique contrôlée assure une plus forte diminution que de simples grilles d aération [Mandin, 2003; Meininghaus, 2003]. Tableau 15 : Concentrations intérieures dans une salle de classe inoccupée en fonction du système de ventilation (µg/m 3 ) Sans ventilation Ventilation passive Ventilation mécanique (janvier 2002) (mars 2002) (mai 2002) Formaldéhyde 50,3 35,8 16,6 Acétaldéhyde 28,4 16,2 37,8 Acétone ,1 26,3 Toluène 93,6 38,6 34 Xylènes Ethylbenzène Butyl acétate , ethoxyhaxanol L étude épidémiologique ISAAC a permis de mesurer entre 1999 et 2000 les teneurs en formaldéhyde et acétaldéhyde dans des écoles primaires de 6 villes françaises (Marseille, Créteil, Bordeaux, Strasbourg, Reims et Clermont-Ferrand). Les mesures ont été réalisées en continu pendant 5 jours (du lundi au vendredi) à l intérieur des classes et dans les cours de récréation à l aide de capteurs passifs à diffusion radiale (type Radiello) analysés par chromatographie liquide haute performance. Des résultats préliminaires indiquent que les niveaux moyens de formaldéhyde mesurés dans 396 salles de classe (représentant 110 écoles) sont, selon les villes, environ 6 à 10 fois plus élevés à l'intérieur des classes (de 22 à 32 µg/m 3 ) que dans les cours de récréation (de l ordre de quelques µg/m 3 ). Dans certaines classes, des concentrations intérieures maximales supérieures à 100 µg/m 3 ont été mesurées [Annesi-Maesano, 2001]. Les résultats concernant l aldéhyde n ont pas encore été diffusés mais il semble qu ils suivent une même tendance que ceux du formaldéhyde. Les résultats complets de cette large étude devraient être publiés prochainement. Rapport final VNC-CSTB. 29

30 Etudes dans les immeubles de bureaux En , EDF et le CETIAT ont réalisé une campagne de mesures dans deux immeubles de bureaux situés à Lyon et en région parisienne visant à estimer les concentrations de formaldéhyde [Ginestet, 2003; Ribot, 2003]. Des échantillonnages de 24 heures ont été réalisés 1 fois par mois (en milieu de semaine) pendant 1 an. Quatre bureaux situés au 13 ème étage ont été investigués dans l immeuble lyonnais, 3 à Paris (2 au dernier étage, 1 au 3 ème étage). Les concentrations enregistrées sur une période de 8 heures correspondant aux heures de travail (9 h-17 h). Seules les concentrations enregistrées dans l immeuble parisien sont détaillées par les auteurs car selon eux le très fort taux de renouvellement de l air dans les bureaux lyonnais a conduit à des concentrations en polluants gazeux quasi identiques à celles mesurées à l extérieur des bâtiments. Dans les bureaux parisiens, les plus fortes teneurs (de l ordre de 500 µg/m 3 ) ont été mesurées en septembre, et ce malgré un très fort taux de renouvellement de l air dans les bureaux le jour des mesurages (Tableau 16). Notons qu en période estivale, il peut exister d importantes fluctuations entre les bureaux d un même immeuble puisque entre juillet et août 2002 par exemple, les concentrations peuvent varier d un rapport 7 à 10 entre les bureaux. Tableau 16 : Concentrations moyennes* de formaldéhyde (µg/m 3 ) dans des bureaux Parisiens Bureau 1 Bureau 2 Bureau 3 Septembre Octobre Novembre Décembre Janvier Février Mars Mai Juin Juillet Août * sur 8 heures Etudes relatives à plusieurs types de locaux L étude EXBE a permis d évaluer en 1999 l exposition au benzène de couples enfants-adultes à l aide d indicateurs biologiques urinaires 38 et d en analyser les éventuelles différences [Kouniali, 2003]. Le protocole d étude incluait également des prélèvements atmosphériques effectués du lundi matin au vendredi soir à l intérieur et à l extérieur de crèches de l agglomération rouennaise et dans les logements des participants. Cette étude a porté sur 21 enfants de 2-3 ans. Leurs parents ont été recrutés sur la base du volontariat parmi les sujets non-fumeurs des trois plus grandes crèches de la ville. Les mesures microenvironnementales ont été réalisées à l aide d échantillonneurs passifs à diffusion radiale (Radiello) placés à une hauteur de 1,5 m. Dans l habitat, les prélèvements ont été effectués dans la chambre des enfants et dans celle des parents. Les concentrations mesurées à l intérieur des trois crèches sont 2 à 5 fois plus élevées que celles observées à l extérieur des bâtiments. Alors que les concentrations extérieures sont assez homogènes (3,5 à 7,6 µg/m 3 ), on observe des différences assez importantes entre les crèches et au sein d une même crèche, avec des teneurs moyennes variant d environ 8 à 35 µg/m 3 (Tableau 17). Selon les auteurs, les opérations d aménagement et de réparation (peinture, pose de nouveaux revêtements au 38 Acide muconique, hydroquinone. Rapport final VNC-CSTB. 30

31 sol ) effectuées deux mois avant la campagne de mesures sont probablement à l origine de la forte concentration en benzène observée dans l une des sections d une crèche. Des mesures de contrôle effectuées un an plus tard à la demande des responsables de l établissement ont montré des teneurs en benzène proches de celles mesurées dans les 2 autres crèches. Concernant l habitat, aucune différence significative n a été mise en évidence entre les concentrations dans les chambres des parents et des enfants. Les teneurs moyennes sont de l ordre de 10 µg/m 3. Tableau 17 : Concentrations moyennes en benzène (µg/m 3 ) dans les crèches et domiciles rouennais Intérieur Extérieur Crèche A 10,5 (et = 1,9) 5,0 (et = 2,1) Crèche B Section 1 35,5 (et = 13,5) 7,6 (et = 0,3) Section 2 11,1 (et = 6,9) 7,6 (et = 0,3) Section 3 9,1 (et = 5,0) 7,6 (et = 0,3) Crèche C 7,9 (et = 3,4) 3,5 (et = 0,3) Habitat Chambres d enfants 10,9 (et = 7,2) - Chambres des parents 9,1 (et = 6,2) - Une évaluation de l exposition aux BTEX au sein d une population du secteur tertiaire d'une direction de la Mairie de Paris a été réalisée en par le Laboratoire d Hygiène de la Ville de Paris (LHVP) et le Laboratoire d Hygiène et de Santé Publique (LHSP) de l Université de pharmacie de Paris V. Après tirage au sort de sujets à partir de la liste du personnel, une centaine d adultes non fumeurs, non exposés professionnellement, travaillant et résidant en Ile de France ont participé, sur la base du volontariat, à cette enquête qui visait principalement à évaluer l exposition individuelle aux BTEX et à mettre en évidence les déterminants majeurs de cette exposition grâce à des mesures simultanées dans l habitat et sur le lieu de travail. Chaque personne était équipée de 2 dispositifs portables permettant l'un de quantifier l exposition cumulée pendant la journée (24 heures), l'autre de mesurer les niveaux de concentration au cours des déplacements domicile-travail. Parallèlement, deux autres dispositifs fixes étaient placés dans le domicile et sur le lieu de travail (immeubles de bureau) et mis en fonctionnement exclusivement pendant le temps de présence des individus. Les BTEX ont été collectés à l aide de dispositifs actifs munis d un adsorbant thermodésorbable (Chromosorb 106). Après désorption thermique, les composés sont séparés par chromatographie en phase gazeuse et détectés par ionisation de flamme et spectrométrie de masse. Les teneurs moyennes en BTEX dans l habitat et les bureaux sont d une manière générale assez comparables (Tableau 18). Dans les logements, les écarts-types plus élevés associés au benzène, au toluène et aux xylènes (méta et para) traduisent une plus grande variabilité des niveaux de concentration. Rapport final VNC-CSTB. 31

32 Tableau 18 : Distribution des concentrations (µg/m 3 ) en BTEX dans les logements et bureaux parisiens n Moyenne (e.t) P50 Min - Max P25 P75 P90 Benzène Domicile 88 4,1 (6,0) 2,6 0,5-49 1,6 4,1 6,5 Bureaux 93 3,5 (3,2) 3,0 0,5-26 2,1 3,7 5,1 Toluène Domicile (46) 24 5, Bureaux (27) 19 2, Ethylbenzène Domicile 88 5,7 (7,7) 3,0 0,5-52 2,2 5,4 11 Bureaux 93 5,5 (7,3) 3,6 0,5-57 2,4 5,4 8,6 m,p-xylènes Domicile (21) 8,2 1, , Bureaux (12) 9,7 1,8-90 6, o-xylène Domicile 88 6,0 (8,4) 3,1 0,5-51 1,9 6,3 11 Bureaux 93 5,0 (7,6) 3,4 0,5-55 2,3 4,6 7,8 La comparaison des concentrations observées dans l habitat et les bureaux avec celles collectées sur quelques sites par le réseau francilien de surveillance de la qualité de l air montre un enrichissement de l air intérieur en composés alkylés (toluène, éthylbenzène, et m,p-xylènes) 39. Ce phénomène est plus marqué dans les logements 40 que dans les bureaux 41. Pour le benzène, les teneurs à l intérieur des deux types de bâtiments sont proches de celles rapportées à l extérieur. Les concentrations médianes en benzène sont légèrement plus élevées, mais de manière significative, dans les maisons que dans les appartements. Aucune différence n a été mise en évidence entre les deux types d habitat pour les autres composés. Parmi les maisons, les concentrations moyennes des BTEX sont généralement plus élevées dans celles possédant un garage attenant avec l habitat que dans les autres. Les logements équipés d un chauffage individuel présentent des teneurs intérieures en benzène et en o- xylène significativement plus élevées que ceux disposant d un chauffage collectif (valeurs médianes : 3,2 µg/m 3 versus 1,9 µg/m 3 pour le benzène et 3,8 µg/m 3 versus 2,5 µg/m 3 pour le o-xylène). La présence d une chaudière individuelle au gaz augmente les concentrations intérieures des BTEX. Cette étude confirme l influence de la localisation en milieu urbain sur les teneurs intérieures. Les concentrations mesurées dans les locaux professionnels situés dans Paris intra-muros sont plus élevées que celles enregistrées dans la grande couronne où le tissu urbain est moins dense (cette différence n a pas été retrouvée pour les logements). L existence de sources intérieures potentielles de BTEX dans les bureaux étant rare 42, il est probable que la principale source de ces hydrocarbures aromatiques monocycliques soit dans ce cas l air extérieur [Dusseaux, 2001] Etablissements recevant du public Le réseau de surveillance de la qualité de l air Bourguignon (Atmosf air Bourgogne) et l Ecole Nationale de Santé Publique ont réalisé en 2002/2003 des travaux visant à mesurer certains aldéhydes (formaldéhyde, acétaldéhyde, acroléine ), les BTEX et divers autres COV dans des espaces accueillant du public [Ravel, 2002; Atmosf air, 2003]. La campagne, réalisée sur la base du volontariat, comporte 39 Les teneurs enregistrées dans l air ambiant sur 3 sites extérieurs au cours de la période d étude sont : < 1 10 µg/m 3 pour le benzène ; 2,4 57 µg/m 3 pour le toluène ; 0,7 9,7 µg/m 3 pour l éthylbenzène ; 1,5 29,5 µg/m 3 pour le m+p-xylène et 0,7 10,5 µg/m 3 pour le o-xylène % des sujets résident dans Paris intra-muros, 29 % en petite couronne et 37 % en grande couronne. 41 Près de 90 % des lieux de travail sont situés dans Paris. 42 La présence de fumeurs dans l environnement professionnel est rare (9 %). Elle est un peu plus élevée dans les logements familiaux (17 %). Rapport final VNC-CSTB. 32

33 10 sites de mesures (1 cafétéria, 1 cinéma, 1 gare, 1 bar, 1 halte garderie, 1 MJC, 1 mairie, 1 salle de sport, 2 bureaux administratifs) où l air intérieur et l air extérieur ont été analysés simultanément pendant deux 2 phases distinctes correspondant à une période estivale (juillet 2002) et une période plus froide (mars 2003). Entre les deux périodes de mesures ont également été réalisées dans 3 écoles et un boulodrome. L étude comporte aussi un site particulier constitué par l habitable d une voiture diesel. Dans certains établissements, des prélèvements ont été effectués à diverses hauteurs pour étudier l influence de ce paramètre. Les prélèvements aériens ont été réalisés sur une période d une semaine par des échantillonneurs passifs à diffusion axiale. Au total, 71 analyses de COV et 69 analyses d aldéhydes ont été réalisées. Sur l ensemble des échantillons, 38 COV individuels ont été mesurés dans les établissements recevant du public. La plupart des sites enregistrent des concentrations en COV inférieures à 100 µg/m 3. Les composés individuels qui peuvent être présents à plus de 100 µg/m 3 sont assez peu nombreux (trichloréthylène, n-heptane, n-nonane, n-décane, n-dodécane et leurs isomères, 1,2,4- triméthylbenzène et autres aromatiques en C3 et C4, 1,4-dichlorobenzène). Les concentrations en COV dans les établissement étudiés semblent dépendre de la saison : on note des teneurs plus élevées en période froide dans l ensemble des sites (à l exception de la mairie). Une moindre aération et des émissions plus importantes liées aux modes de chauffage pourraient expliquer cette différence. Dans la halte-garderie, la hauteur de prélèvement (hauteur d enfant ou sous le plafond) ne semble pas entraîner de différence significative pour les COV. Seuls deux sites présentent des teneurs intérieures en COV élevées (> 500 µg/m) : la MJC et une école (deux salles). Dans la MJC, où un plancher ciré avait été mis en place 7 jours avant l échantillonnage, on note principalement la présence de n-décane, n-undécane, n-nonadécane, n-nonane et leurs isomères, d aromatiques en C3 et C4, et de 1,2,4-triméthylbenzène. Dans l école, on retrouve les mêmes substances auxquelles viennent s ajouter l heptane et ses isomères. Ces résultats semblent indiquer que le cirage des sols ou autres meubles peut être à l origine de niveaux de COV importants. En dehors des substances précitées, on retrouve aussi dans la MJC et les salles de classe du trichloréthylène, n-heptane (école), 1,4-dichlorobenzène, dont la présence est probablement liée à l application de cires. A noter que le trichloréthylène, utilisé pour retirer les chewing-gums, est également retrouvé dans le cinéma. Les données concernant les BTEX sont synthétisées dans le Tableau 19 (pour une présentation détaillée des résultats pour les autres COV individualisés voir les Annexe 2 et Annexe 3). Rapport final VNC-CSTB. 33

34 Tableau 19 : Concentrations moyennes en BTEX (µg/m 3 ) dans divers établissements recevant du public (période estivale/période froide) Etablissement Lieu Benzène Toluène Ethylbenzène m,p-xylènes o-xylène Somme COV E H E H E H E H E H E H Mairie Bars Halte garderie Accueil 0,6 1,3 3,4 2,1 0,4 0,5 1,0 1,5 34,2 0,5 60,0 44,9 Extérieur (jardin) 0,4 1,1 1,2 1,3 0,3 0,5 0,8 1,5 < 0,1 0,5 8,9 15,2 Intérieur 1 1,9-9,7-1,7-5,6-1,8-68,2 - Extérieur 1 (rue) 2,0-9,1-1,8- - 5,6-1,8-41,2 - Intérieur 2-7,6-21,3-4,3-12,8-3,8 363,9 Extérieur 2 (rue) - 2,7-6,3-1,9-5,5-2,1 67,0 SDB 0,6 1,2 2,9 3,8 0,6 1,1 1,9 3,0 0,7 1,1 60,6 198,2 SDJ hauteur enfant 0,5-3,7-0,7-2,3-0,7-92,1 - SDJ hauteur adulte 0,5 1,1 3,4 3,8 0,6 2,4 2,2 4,6 0,7 1,6 83,7 197,8 Extérieur (cour) 0,6 1,4 1,7 2,2 0,3 0,8 0,9 2,3 0,3 0,8 10,5 21, MJC Accueil 0,5 1,3 7,7 7,7 0,7 2,1 2,4 6,8 0,7 2,5 191,2 623,6 Salle d activités - 1,0-5,0-2,4-7,8-4,2-1709,3 Extérieur (cour) 0,6 1,4 1,7 2,2 0,3 0,8 0,9 2,3 0,3 0,8 10,5 21,8 Cinémas Accueil 1 0,7-2,5-0,4-1,2-0,4-175,1 - Salle de gym Salle 1 0,6-2,8-0,6-1,6-0,6-200,0 - Extérieur 1 (rue) 0,9-3,0-0,5-1,5-0,5-15,9 - Couloir 2-2,2-5,2-1,6-4,4-1,7-100,0 Salle 2-1,9-4,4-1,4-4,0-1,5-84,0 Extérieur 2 (rue) - 3,6-10,2-3,0-8,8-3,2-64,6 Salle de fitness 0,7-3,7-1,1-3,8-1,3-30,0 - Salle de musculation 0,7 1,5 3,2 5,8 0,7 1,4 2,4 3,4 0,8 1,1 26,7 128,3 Extérieur (rue) 0,7 1,8 2,3 3,7 0,5 1,1 1,3 3,1 0,4 1,1 13,5 25,3 Ecoles Classe 1-2,8-7,5-2,4-7,0-2,7-82,0 Boulodrome Intérieur 1-2,9-6,9-2,0-5,7-2,2-96,0 Extérieur 1 (cour 1) - 2,5-4,6-1,3-3,7-1,4-33,3 Classe 2-0,9-11,1-9,3-36,8-20, Intérieur 2-3,1-10,6-3,3-10,1-4,2-663,3 Extérieur 2 (cour 2) - 2,5-3,9-1,1-2,9-1,1-34,3 Classe 3-2,9-9,2-2,6-7,5-3,1-155,2 Intérieur 3-3,1-12,5-3,2-9,6-3,7-97,0 Extérieur 3 (cour 3) - 3,7-8,0-2,2-6,5-2,4-61,9 Intérieur - 4,9-2,4-0,8-2,3-0,9-64,5 Extérieur (rue) - 1,3-2,5-0,8-2,1-0,8-24,6 Voiture Habitacle 1,3 3,8 11,0 20,8 1,5 5,1 5,3 17,6 1,8 6,0 89,9 300,0 Pour les aldéhydes, neuf substances individuelles ont été mesurées : formaldéhyde, acétaldéhyde, acroléine, propanal, butanal, benzaldéhyde, isopentanal, pentanal, hexanal. Dans environ 50 % des sites, la concentration en aldéhydes est inférieure à 50 µg/m 3. Dans 5 espaces (mairie, bar, halte garderie, cinéma et habitacle de voiture), les teneurs mesurées dépassent 100 µg/m 3. Les substances individuelles les plus fréquemment retrouvées sont l acétaldéhyde, le formaldéhyde et l acroléine (issus de la fumée de cigarettes). Les concentrations relatives à ces 3 composés sont présentées dans le Tableau 20 (pour une présentation détaillée des résultats des autres aldéhydes voir l Annexe 4). On note la présence importante de bois, de moquettes, de matériaux neufs ou de fumeurs dans ces lieux. On observe des niveaux de pollution intérieure dépendant de la saison mais à l inverse de ce qui a été décrit pour les COV les teneurs les plus élevées sont relevées en période estivale (à l exception de la Rapport final VNC-CSTB. 34

35 cafétéria dans la zone fumeur). Selon les auteurs, cette différence pourrait être attribuée à une moindre chaleur qui limiterait la volatilisation des substances et une photochimie moins importante. Dans la halte-garderie, la hauteur de prélèvement semble influencer les concentrations en aldéhydes puisque les composés les plus présents (formaldéhyde, butanal, hexanal) sont en plus faible concentration en hauteur. A l inverse, le n-pentanal et l isopentanal sont plus présents en hauteur. Pour les autres aldéhydes, les concentrations sont identiques aux deux hauteurs de prélèvement. Tableau 20 : Concentrations en aldéhydes (µg/m 3 ) dans divers établissement recevant du public (période estivale/période froide) Etablissement Lieu Formaldéhyde Acétaldéhyde Acroléine Somme aldéhydes Mairie Bars Halte garderie MJC Cinémas Salle de gym Boulodrome Ecoles E H E H E H E H Accueil 46,1 17,8 9,1 17,8 2,1 0,6 114,5 50,9 Extérieur (jardin) 2,7 1,8 2,3 1,8 0,7 < 0,1 28,1 12,7 Intérieur 1 21,8-16,1-1,9-90,8 - Extérieur 1 (rue) 4,8-3,0-0,6-31,5 - Intérieur 2-44,4-71,3-11,1-203,2 Extérieur 2 (rue) - 3,8-2,6-0,7-13,9 SDB 26,1 20,1 6,9 20,1 1,4 1,2 94,8 66,9 SDJ hauteur enfant 39,3-7,5-1,7-134,4 - SDJ hauteur adulte 37,1 31,5 7,9 31,5 1,8 1,3 129,3 97,1 Extérieur (cour) 3,2 2,1 1,9 2,1 < 0,5 < 0,1 27,9 11,1 Accueil 12,7 12,2 3,6 7,6 1,4 0,5 51,5 47,0 Salle d activités - 10,2-7,9-0,6-46,9 Extérieur (cour) 3,2 2,1 3,2 1,8 < 0,5 < 0,1 27,9 11,1 Accueil 1 13,3-4,9 - < 0,5-57,7 - Salle 1 32,8-6,9-1,0-100,7 - Extérieur 1 (rue) 3,0-2,4 - < 0,5-25,8 - Couloir 2-7,8-7,1-0,7-35,5 Salle 2-10,6-9,6-0,7-40,8 Extérieur 2 (rue) - 4,4-2,8-0,4-20,4 Salle de fitness 6,7-3,2-0,6-39,5 - Salle de musculation 8,6 10,6 4,0 5,7 0,6 0,7 43,2 37,1 Extérieur (rue) 3,6 2,7 2,3 2,2 0,6 0,6 28,5 17,7 Intérieur - 4,7-2,5-0,4-17,5 Extérieur (rue) - 2,8-2,0-0,2-13,1 Classe 1-11,0-6,4-0,4-31,3 Intérieur 1-10,8-4,2-0,2-36,3 Extérieur 1 (cour) - 2,8-2,3-0,2-6,3 Classe 2 (a) - 16,6-16,5-0,7-71,7 Intérieur 2-16,4-16,4-0,4-45,6 Extérieur 2 (cour) - 2,6-2,6-0,2-11,9 Classe 3-17,2-1,72-0,4-55,5 Intérieur 3-12,2-12,2-0,5-35,4 Extérieur 3 (cour) - 3,6-3,6-0,4-10,3 Voiture Habitacle 14,3 7,3 99,1 10,3 1,8 0,7 162,1 38, Particules inertes En 2000, la pollution intérieure particulaire restait assez peu documentée. Au début des années 1990, on recense quelques travaux essentiellement axés sur les fumées noires et centrés sur l habitat, les Rapport final VNC-CSTB. 35

36 établissements scolaires et les bureaux climatisés en Ile de France. A la fin des années 1990, plusieurs travaux ciblés principalement sur l habitat et les écoles ont permis de mieux renseigner les niveaux d exposition aux particules dans les milieux intérieurs. En fonction des améliorations technologiques (dispositifs de prélèvement) et des connaissances scientifiques, la mesure des particules a évolué au cours du temps, passant d une mesure globale des poussières (indice de fumées noires) à une mesure pondérale de fractions granulométriques de plus en plus en plus fines (PM 10, PM 2.5 ). Si les travaux français ont confirmé l existence de sources intérieures comme le tabagisme par exemple, l influence d autres facteurs internes (activités de cuisine ou nettoyage, remise en suspension particulaire ) reste difficile à quantifier ou même tout simplement à mettre en évidence. Les teneurs en poussières à l intérieur des bâtiments semblent également fortement influencées par les échanges d air entre l extérieur et l intérieur. Ces échanges sont favorisés lorsque la taille des particules diminue : pour les particules fines on observe très souvent des ratios entre les concentrations intérieures et extérieures proches de 1. Selon les conditions de ventilation des bâtiments, les teneurs dans les locaux sont plus ou moins fortement influencées par la pollution de fond extérieure et/ou la pollution due au trafic de proximité [Mosqueron, 2001]. Depuis 2000, les études VESTA et les «Sentinelles de l air» ont apporté de nouvelles informations sur les niveaux d exposition aux particules inertes (PM2.5) dans l habitat. Les résultats attendus prochainement de l étude ISAAC sur l exposition aux particules fines des enfants dans les établissement scolaires, devraient venir compléter la riche base de données constituée à partir des mesures réalisées en continu pendant 15 jours en été puis en hiver sur 15 fractions granulométriques dans 8 écoles de La Rochelle Etudes dans l habitat L étude VESTA a permis de décrire la distribution des expositions aux particules fines en suspension (PM2.5) chez des enfants (4-14 ans) vivant en milieu urbain. Plus de 400 enfants âgés en moyenne de 7 ans et vivant dans 5 villes sélectionnées pour leur répartition géographique, leurs conditions climatiques contrastées et leurs configurations urbaines variées (Grenoble, Nice, Toulouse, Clermont-Ferrand, Paris) ont pris part à l enquête épidémiologique réalisée entre mars 1998 et décembre 2000 [Gauvin, 2001; Zmirou, 2004]. Chez les enfants asthmatiques et non asthmatiques de plus 8 ans, des mesures individuelles de PM 2.5 ont été effectuées pendant 48 heures. Dans chaque ville, l exposition aux particules dans l habitat a également été caractérisée pour un échantillon de 10 logements avec des parents fumeurs et de 10 logements avec des parents non-fumeurs (5 témoins et 5 cas). Les prélèvements ont été effectués en continu pendant 2 jours à l aide d une pompe branchée sur le secteur située dans le salon, reliée à une tête de prélèvement 43 à coupure granulométrique à 2,5 µm avec un recueil des particules sur des filtres en téflon 44 reposant sur un filtre en cellulose 45., Les filtres échantillonnés sont pesés à l aide d une microbalance 46 après déionisation 47 pour s'affranchir des forces électrostatiques. Les concentrations intérieures moyennes estimées dans l ensemble des domiciles sont d environ 22 µg/m 3 (Tableau 21). On n observe pas de différence significative entre les villes 48 [Gauvin, 2001]. 43 Cyclone Gussman-Kenny. 44 Gelmann Sciences, diamètre 37 mm, porosité 2µm. 45 Gelmann Sciences, support en cellulose G Balance Mettler MT5, sensible au microgramme. 47 Déioniseur de type HAUG EIRN. 48 En raison des faibles effectifs des mesures intérieures à Toulouse, cette ville n'est pas prise en compte dans l analyse comparative. Rapport final VNC-CSTB. 36

37 Tableau 21 : Concentrations intérieures (µg/m 3 ) en PM2.5 dans les logements d enfants Enfants asthmatiques Enfants non asthmatiques Grenoble 29,3 (et = 30,5) (n = 6) 27,8 (et = 22,8) (n = 4) Nice 18,5 (et = 10,4) (n = 8) 22,9 (et = 10,5) (n = 4) Toulouse 10,3 (et = 3,9) (n = 4) 8,5 (et = 2,3) (n = 2) Paris 27,3 (et = 22,8) (n= 10) 21,8 (et = 9,7) (n = 6) Clermont-Ferrand nm* nm* Total 22,8 (et = 20,5) (n = 21) 21,9 (et = 13,8) (n = 16) * nm : non mesuré (effectif trop faible) La distribution de l exposition individuelle au PM 2,5 de sujets volontaires résidant à Marseille a été renseignée dans la première phase de l étude les «Sentinelles de l Air». Des mesures de la pollution à l intérieur des logements des volontaires ont été couplées aux mesures individuelles afin d évaluer l influence des microenvironnements intérieurs dans l exposition cumulée. Deux campagnes de mesures (printemps-été et hiver) ont été réalisées au cours des années afin d évaluer les différences saisonnières. Dans la 1 ère campagne de mesurages (printemps-été 2001), considérée comme une étude faisabilité, les particules fines (PM 2.5 ) ont été prélevées en continu pendant 48 heures à l'aide d'une pompe 49 étalonnée à un débit de 4 l/min reliée à un cyclone avec une tête de coupure à 2.5 µm dans lequel est placé un filtre en téflon. Ce type de filtre a été choisi pour son caractère hydrophobe (ce qui permet d'éviter une humidification trop importante du filtre). L'analyse des filtres s'effectue par gravimétrie à l'aide d'une microbalance. De nombreux facteurs pouvant influencer les résultats des pesées (température, humidité relative, charges électrostatiques sur le filtre ), l'utilisation d'un déionisateur permet d'éliminer les charges électrostatiques [Roussel, 2003; Adam, 2002]. Les résultats préliminaires indiquent que les concentrations en particules fines dans les logements marseillais sont significativement plus élevées en hiver qu'en été (Tableau 22). Pour les mêmes périodes d'échantillonnage, les teneurs extérieures 50 en PM 2.5 sont également plus importantes en hiver qu'en été, ce qui suggère selon les auteurs que la différence observée selon les saisons dans les bâtis est liée à la pénétration d'une quantité plus importante de particules de l extérieur vers l'intérieur en hiver. De plus, un plus grand nombre de volontaires ayant été soumis au tabagisme passif en hiver, la fumée de tabac environnementale est reconnue comme une autre source de particules non négligeable dans les locaux [Adam, 2002]. Tableau 22 : Concentrations en particules fines (PM 2,5 ) (µg/m 3 ) dans les domiciles à Marseille Hiver (n = 30) Eté (n = 24) Moyenne (et) 37,0 (25,4) 22,4 (14,6) Minimum 1,7 9,7 Maximum 86,3 59,9 Médiane 29,9 14,6 49 GILAIR Données collectées auprès du réseau local de surveillance de la qualité de l air (AIRMARAIX). Rapport final VNC-CSTB. 37

38 Etudes dans les écoles Le LEPTAB de l Université de la Rochelle et l Association Régionale pour la Qualité de l Air en Poitou-Charentes ont obtenu une base de données expérimentale importante sur l exposition aux particules des enfants en milieu scolaire en enregistrant en continu les concentrations à l intérieur et l extérieur des salles de classe de 8 écoles (maternelles et primaires) de l agglomération rochelaise. Quinze fractions granulométriques comprises entre 0,3 et 15 µm ont été enregistrées. Le CO 2, la température et l humidité intérieure, la pression différentielle entre l intérieur et l extérieur, l occupation des locaux et l ouverture des fenêtres ont été mesurés simultanément. Des essais de perméabilité de la façade des salles de classe ont été effectués dans chacune des écoles. Les 8 écoles ont été sélectionnées afin de diversifier leur exposition géographique (centre ville, périphérie de l agglomération, bord de mer, proximité du trafic ou d industries ) et leurs caractéristiques physiques (mode de ventilation, état du bâti et des ouvrants ). Le choix des salles de classe à l intérieur de chacune des écoles a été guidé par des raisons essentiellement pratiques liées à la sécurité des enfants, à l encombrement et au bruit de fond occasionné par les dispositifs de mesure. Dans chaque établissement, les enregistrements ont été effectués en continu pendant 15 jours, une fois en période hivernale, une fois en période estivale. Le terme «campagne hivernale» désigne une séquence de mesures réalisées en une période froide où les fenêtres ne sont que très rarement ouvertes (février-mai) tandis que le terme «campagne printemps-été» désigne une séquence menée en une période douce où l ouverture des fenêtres est beaucoup plus fréquente (mai-juillet). Pour répondre à des objectifs de sécurité pour les enfants, l analyseur était disposé sur une étagère suffisamment haute pour être inaccessible et à distance raisonnable de toute source de pollution directe (par exemple un tableau à craie). L utilisation d un analyseur Dust-check (Grimm) a permis de déterminer l évolution des particules en fonction de leur diamètre aérodynamique moyen. Cette méthode de mesure, basée sur la diffraction lumineuse, permet d exprimer les résultats en nombre ou en masse de particules par litre d air selon quinze fractions granulométriques (de 0,3 à 15 µm), avec acquisition de données toutes les six secondes. Les résultats correspondent à une moyenne glissante des 10 dernières valeurs mesurées (moyenne glissante sur 1 minute). Cette méthode d enregistrement a conduit à l acquisition d un nombre considérable de profils granulométriques (8 établissements suivis en continu 1 fois en été et 1 fois en hiver pendant 15 jours avec collection de moyennes glissantes sur 1 minutes pour 15 fractions granulométriques) qui ne feront faire ici l objet d une présentation détaillée. De manière générale, les concentrations en particules sont plus fortes à l intérieur des bâtiments qu à l extérieur et les particules les plus nombreuses dans l air intérieur comme dans l air extérieur sont celles de très petites dimensions. S il existe des différences de ratio de concentration intérieure/extérieure (r I/E ) assez importantes entre les écoles, la majorité des ratios sont, à l exception d une classe, supérieurs à 1. La valeur des ratios augmente avec la taille (diamètre) des particules (Tableau 23). Les concentrations intérieures les plus élevées (et les r I/E ) correspondent aux périodes d occupation des classes ce qui montre l influence majeure des phénomènes de remise en suspension lors des activités humaines sur les teneurs intérieures en particules (ceci expliquerait vraisemblablement pourquoi la seule situation où des ratios inférieurs à 1 ont été décrits l ont été dans une salle inoccupée durant la campagne de mesures). L influence du taux d occupation sur la pollution particulaire intérieure augmente avec la taille des particules : plus leur diamètre augmente plus les particules sont lourdes et plus elles peuvent se déposer facilement sur les surfaces et être ensuite remises en suspension. En conclusion, les teneurs intérieures dépendent principalement des transferts de pollution de l extérieur dans le cas des faibles fractions granulométriques. Pour les fractions les plus grosses, on observe une déposition rapide avec une remise en suspension lors des activités humaines qui deviennent alors le principale déterminant des teneurs intérieures [Poupard, 2003; Blondeau, 2002]. Rapport final VNC-CSTB. 38

39 Tableau 23 : Ratios moyens de concentration intérieure/extérieure observés pour 3 fractions granulométriques sur une période d enregistrement de 15 jours dans des salles de classe Ecole Saison Fraction granulométrique 0,3 0,4 µm 1 1,6 µm 5 7,5 µm 1 Eté 1,12 1,73 4,46 Hiver 0,58 1,76 4,97 2 Eté 0,70 1,9 9 Hiver 0,88 1,07 3,93 3 Eté 1,11 2,76 4,12 Hiver 0,69 1,81 1,8 4 Eté 1,12 1,26 3,06 Hiver Eté 0,66 0,41 0,15 Hiver 0,49 0,60 1,54 6 Eté 0,73 1,04 2,31 Hiver 0,41 0,68 2,16 7 Eté 1,13 0,97 3,33 Hiver 1,18 1,05 4,02 8 Eté 0,66 0,77 1,77 Hiver 0,86 1,03 12,16 L étude épidémiologique ISAAC a permis de mesurer entre 1999 et 2000 les niveaux d exposition aux particules fines (PM2.5) dans les écoles primaires de 6 villes françaises (Marseille, Créteil, Bordeaux, Strasbourg, Reims, Clermont-Ferrand). Les PM 2,5 ont été collectées en continu pendant 5 jours du lundi au vendredi sur un filtre en téflon. Au total, des échantillons ont été collectés dans une vingtaine d écoles par ville, soit 396 classes réparties dans 110 écoles. Des résultats préliminaires indiquent sur l ensemble des villes que les teneurs en particules fines à l intérieur des classes sont très proches des niveaux mesurés à l extérieur dans les cours de récréation, avec des ratios concentration intérieure/concentration extérieure compris entre 0,94 (Strasbourg) et 1,3 (Clermont Ferrand et Reims). Les niveaux moyens de PM2.5 dans les salles de classe sont de l ordre de 10 à 20 µg/m 3. Les plus faibles expositions sont enregistrées à Clermont-Ferrand et Reims, les deux plus petites villes de l étude [Annesi-Maesano, 2001]. Les résultats complets de cette étude devraient être disponibles prochainement Etudes dans les immeubles de bureaux Des travaux réalisés en par EDF et le CETIAT ont permis d estimer les concentrations en poussières dans deux immeubles de bureaux situés à Lyon et en région parisienne 51. Les poussières ont été échantillonnées pendant 24 heures (en milieu de semaine) 1 fois par mois pendant 1 an. Quatre bureaux situés au 13 ème étage ont été investigués dans l immeuble lyonnais. Trois bureau ont été retenus à Paris (2 au dernier étage, 1 au 3 ème étage). La réalisation de mesures dans les bureaux mais aussi dans les gaines d insufflation d air et dans l air extérieur 52 a permis de tester l efficacité des filtres dont sont équipés les systèmes de climatisation sur la réduction de la charge en poussières. Les résultats indiquent qu il n y a pas de différence entre les concentrations aériennes en poussières mesurées dans l air extérieur des deux villes étudiées. Les teneurs dans les bureaux sont généralement inférieures à celles observées à l extérieur mais il n y a pas de relation entre les concentrations intérieures et extérieures. Les concentrations dans les bureaux sont généralement inférieures à 51 La fraction granulométrique étudiée n est pas précisée par les auteurs (poussières totales?). 52 Au niveau où l air est prélevé pour le renouvellement de l air à l intérieur des bâtiments. Rapport final VNC-CSTB. 39

40 30 µg/m 3. Les mesures effectuées à l intérieur des systèmes de ventilation ont montré l efficacité des systèmes de filtration avec des concentrations dans l air des systèmes d insufflation d air fortement réduites par rapport à celles mesurées dans l air extérieur. Elles indiquent également que l efficacité des filtres utilisés dans les systèmes de ventilation varie au cours du temps [Ginestet, 2003; Ribot, 2003] Aérocontamination biologique (bactéries, champignons, allergènes d animaux) En 2000, les études françaises permettant d évaluer l exposition aux agents bactériens ou fongiques dans les locaux étaient assez rares 53. Elles étaient principalement ciblées sur les immeubles de bureau et montraient des résultats contradictoires quant à l influence du type de ventilation (naturelle ou climatisation) sur la charge bactérienne totale dans les locaux. Au contraire, elles montraient de manière assez homogène que l air des immeubles ventilés naturellement est plus fortement contaminé par les champignons que l air des bureaux climatisés. Elles indiquaient par ailleurs qu il existe de larges variations temporelles dans la charge bactérienne et fongique dans les bâtiments (variations saisonnières, variabilité selon les jours de la semaine, variations au cours d une même journée selon la présence et l activité des occupants des locaux, variabilité selon les conditions climatiques extérieures ). Concernant l exposition aux allergènes d animaux (acariens et dans une moindre mesure allergènes d animaux domestiques), la majorité des études françaises, réalisées au début des années 1990, sont centrées sur l habitat de sujets allergiques ou asthmatiques. Elles indiquent des disparités territoriales quant aux niveaux d exposition aux acariens dans les poussières de matelas et une influence importante de l humidité relative dans les locaux. Par ailleurs, une étude a montré que des mesures efficaces dans les crèches (utilisation de housses de protection synthétique sur les matelas, lavages fréquents des draps et peluches ) favorisent de faibles niveaux d exposition aux allergènes d animaux (acariens, chat, chien) [Mosqueron, 2001]. Sur la période , deux études sur l évaluation de l exposition aux acariens au domicile de sujets sensibilisés d une part et sur l exposition aux biocontaminants bactériens et fongiques dans les immeubles de bureaux d autre part ont été publiées 54. Elles indiquent l intérêt des Conseillers Médicaux en Environnement Intérieur et l efficacité des filtres dont sont équipés les systèmes de climatisation sur la réduction de la charge bactérienne et fongique Etudes dans l habitat Les Conseillers Médicaux en Environnement Intérieur (C.M.E.I.), nouvelle activité professionnelle créée en 1991 à Strasbourg, participent à l éducation des patients asthmatiques et allergiques et peuvent leur proposer des mesures d éviction des allergènes d acariens en fonction des niveaux d exposition mesurés dans leur domicile et de leurs habitudes culturelles. Une étude prospective, randomisée, multicentrique, réalisée en 1999 et 2000, comprenant 378 patients provenant de Marseille, Montpellier, Paris et Strasbourg a permis d évaluer l utilité de ces C.M.E.I. [de Blay, 2003]. Deux groupes de sujets sensibilisés et exposés aux allergènes d acariens ont reçu des conseils d éviction donnés soit par des médecins seuls soit par des médecins accompagnés de CMEI. Les niveaux d exposition domestique aux allergènes d acariens ont été évalués dans les poussières des matelas et des sols des maisons des patients avant de recevoir les conseils d éviction et cinq mois plus tard. 53 La plupart des travaux intègrent simultanément des mesures de l aérocontamination bactérienne et fongique (méthodes de prélèvement communes pour les deux types de micro-organismes). 54 Les données collectées dans l étude VESTA sur la charge acarienne dans les domiciles d enfants asthmatiques et non asthmatiques sont en cours d exploitation. Rapport final VNC-CSTB. 40

41 Les résultats indiquent que le suivi par les patients des conseils d éviction donnés par les C.M.E.I lors de visites à domicile (changement de matelas, traitement ou éviction des moquettes et tapis ) est supérieur à celui obtenu par des médecins seuls. La réduction de l exposition allergénique est plus importante dans le groupe «médecin + CMEI» que dans celui des médecins seuls. Une diminution significative des teneurs en allergènes d acariens dans les matelas (83,8 versus 22,9 µg/g) et les tapis (15,8 versus 6,3 µg/g) a été observée chez les sujets ayant reçu les conseils des CMEI. Aucune différence n a été mise en évidence dans l autre groupe Etudes dans les immeubles de bureaux En , EDF et le CETIAT ont réalisé une campagne de mesures dans deux immeubles de bureaux situés à Lyon et en région parisienne visant à estimer l exposition aux biocontaminants d origine bactérienne et fongique [Ginestet, 2003; Ribot, 2003]. Des échantillonnages de 24 heures ont été réalisés 1 fois par mois (en milieu de semaine) pendant 1 an. Quatre bureaux ont été investigués dans l immeuble lyonnais (situés au 13 ème étage) et 3 à Paris (2 au dernier étage, 1 au 3 ème étage). La réalisation de mesures dans les bureaux, dans les gaines d insufflation d air et dans l air extérieur, au niveau où est prélevé l air pour le renouvellement de l air à l intérieur des bâtiments, a permis de montrer l efficacité des filtres dont sont équipés les systèmes de climatisation sur la réduction de la charge en poussières : les concentrations dans les systèmes d insufflation d air sont fortement réduites par rapport à celles mesurées dans l air extérieur. La charge en bactéries totales et en champignons totaux dans l air insufflé est également nettement plus faible que celle mesurée à l extérieur des bâtiments. Les concentrations en bactéries totales (indicateur de la présence humaine) sont plus fortes à l intérieur des bâtiments que dans l air insufflé. Dans les bureaux lyonnais, les concentrations en bactéries totales varient au cours de la période d étude d environ 50 CFU/m 3 à plus de 300 CFU/m 3. Elles sont parfois plus élevées qu à l extérieur du bâtiment. Dans les bureaux parisiens, les charges bactériennes sont en moyenne du même ordre de grandeur qu à Lyon, avec toutefois une valeur maximale de plus de 600 CFU/m 3. Les concentrations dans les bureaux parisiens sont toujours plus élevées que celles relevées dans l air extérieur. La contamination fongique dans les immeubles étudiés est considérée comme faible. A Lyon comme à Paris, les concentrations totales en champignons sont toujours largement plus faibles à l intérieur des immeubles (généralement < 100 CFU/m 3 ) qu à l extérieur (généralement de 500 à 600 CFU/m 3 ). Selon les auteurs, le très fort taux de renouvellement de l air observé dans les deux immeubles étudiés peut en partie expliquer la très faible pollution intérieure mesurée Légionnelles En 2000, les données d autocontrôle dans les réseaux d eaux chaudes sanitaires des établissements recevant du public et comportant des installations à risque (hôpitaux, stations thermales ) constituaient les principales informations quant à l exposition aux légionelles mais il n existait pas de base nationale centralisant les données collectées sur l ensemble du territoire [Mosqueron, 2001]. Bien que la contamination humaine par les légionelles (Legionella pneumophila) se produise par inhalation, il n existait pas de technique appropriée pour la recherche de ces bactéries aéroportées et les niveaux d exposition par voie aérienne n étaient donc pas documentés. Depuis 2000, le Laboratoire d Hygiène de la Ville de Paris travaille sur la mise au point d une méthode de prélèvement d air en vue de la recherche des légionelles. Appliquée dans un premier temps à proximité des tours aéroréfrigérantes, l étude s est poursuivie en 2002 dans les bains douches de la ville de Paris, environnement présentant les conditions préalables à sa détection. Cet environnement intérieur spécifique est en effet moins variable que l air extérieur pour une mise au Rapport final VNC-CSTB. 41

42 point méthodologique et les réseaux d eau chaude sanitaire qui alimentent les douches sont reconnus comme des éléments à risque pour la prolifération des légionelles [LHVP, 2002]. Les prélèvements aériens dans les bains douches ont été réalisés aux heures de fermeture au public dans un cabine par établissement 55. Six essais sur le terrain ont été effectués. Trois types de biocollecteurs, placés à environ 80 centimètres du sol dans l espace sec de la cabine, ont été utilisés : ATΩ, Andersen 6 étages (S6) et Andersen à 1 étage (S1). Ils présentent un principe de fonctionnement commun par impaction sur un milieu de culture solide. Des prélèvements aériens ont été effectués avant, pendant et après la douche avec des temps de prélèvements de 2, 5, 10 et 20 minutes obtenus en parallèle avec les trois biocollecteurs. L incubation des boites de prélèvement pour la recherche de Legionella est réalisée selon le protocole appliqué aux prélèvement d eau (référence norme AFNOR XP T90-431). Les résultats préliminaires indiquent que la détection de Legionella Pneumophila dans les aérosols produits par une douche contaminée (> UFC/l) est possible avec deux types de biocollecteurs : ATΩ et S6. Selon les bains douches, le pourcentage de détection de la bactérie varie de 14 à 80 % avec le ATΩ. L Andersen à 6 étages a permis d obtenir des résultats positifs 3 fois sur 6. En revanche, l Andersen à 1 étage n a pas permis de détecter la légionelle. La fréquence de positivité avec l impacteur ATΩ et sa maniabilité sur le terrain sont deux points majeurs en faveur de son développement. L Andersen 6 présente quant à lui l avantage de caractériser la granulométrie des particules contaminées impactées 56. Dans 2 cas sur trois, la bactérie est isolée sur les étages correspondant à la fraction inhalable. En conclusion, ces 1 ers résultats montrent qu il est possible d isoler les légionelles aéroportées à l aide des techniques habituelles utilisées en aérobiologie. Un impacteur nouvelle génération comme le ATΩ donne des résultats satisfaisants. Ces travaux préliminaires de mise au point d une technique de prélèvement aérien ont été réalisés dans des conditions d échantillonnage qui ne reflètent pas les conditions habituellement retrouvées dans les bains douches (une seule cabine en fonctionnement, hors ouverture au public). Il est envisagé de mettre en œuvre des campagnes de mesures en conditions «réelles» de fonctionnement des bains douches ainsi que dans d autres environnements intérieurs proposant des conditions similaires de présence de légionelles (douches des piscines, bains à remous ). A noter également dans le cadre d un financement de l Agence Française de Sécurité Sanitaire Environnementale (AFSSE) que le CSTB 57 participe aussi depuis 2002 en partenariat avec une équipe de l INSERM à Nancy au développement de la métrologie dans l air des légionelles. Le principe de cette nouvelle métrologie est de détecter les légionelles par un échantillonnage de grand volume, directement dans le milieu aérien ce qui apporte une information plus proche du mode de contamination de l homme (contamination par inhalation) Radon Depuis 1992, la Direction Générale de la Santé (DGS) puis en 2002 la Direction Générale de la Sûreté Nucléaire et de la Radioprotection 58 (DGSNR) mènent en France une politique de gestion du risque radon. 55 Parallèlement, la température, l hygrométrie et les teneurs en CO 2 ont été mesurées. De plus, la flore bactérienne totale et la flore mycélienne ont été évaluées. Des prélèvements d eau ont été réalisés simultanément afin d identifier et de dénombrer les légionelles dans les réseaux des bains douches. 56 L Andersen 6 étages permet de distinguer 6 classes granulométriques allant de 0,65 à 7 µm. 57 Dr Enric Robine. 58 Depuis la parution du décret n du 22 février 2002, créant la Direction générale de la sûreté nucléaire et de la radioprotection, la radioprotection et notamment la problématique du radon entrent dans les domaines de compétence de la DGSNR au préalable attribués à la DGS. Rapport final VNC-CSTB. 42

43 Une cartographie de l exposition domestique au radon en France métropolitaine a été établie en 1998 par l Institut de protection et sûreté nucléaire (IPSN) 59 et la Direction Générale de la Santé sur la base de plus de mesures micro-environnementales. Cette estimation de la distribution du radon dans l habitat français repose sur deux phases d enquêtes réalisées entre et depuis La cartographie des activités volumiques des moyennes arithmétiques départementales dans l habitat français, établie pour 4 classes (< 50 ; ; et > 150 Bq.m -3 ) montre des disparités territoriales. Il existe des zones où les activités volumiques du radon sont particulièrement élevées (Massif armoricain, Massif central et Corse) qui contrastent par exemple avec les Landes, la région Nord-Pas de Calais ou le bassin parisien où les activités sont relativement basses. La moyenne arithmétique nationale s élève à 82 Bq/m 3 (moyenne géométrique = 50 ± 2,5 Bq/m 3, médiane = 47 Bq/m 3 ). La moyenne pondérée, calculée comme la moyenne des moyennes départementales pondérées par leurs nombres d habitants, est égale à 68 Bq/m 3. Elle est inférieure à la moyenne arithmétique car les départements les plus peuplés présentent, en général, des moyennes basses. Le seuil de Bq/m 3 (60) est dépassé dans 0,4 % des mesures ; 1,8 % sont supérieures à 400 Bq/m 3 [Mosqueron, 2001] Habitat : intégration de nouvelles données Depuis la diffusion de la 1 ère cartographie française de l exposition moyenne au radon dans l habitat privé, la campagne nationale de mesures se poursuit. Les mesures réalisées depuis la circulaire de doivent permettre d élargir l échantillon à partir duquel a été dressée la cartographie de la France en Les nouvelles informations collectées sont intégrées dans la base de données radon au fur et à mesure de leur collecte. Par ailleurs, une étude épidémiologique 62 européenne sur le risque de cancer pulmonaire lié à l inhalation du radon dans les habitations est en cours. L exposition au radon est évaluée sur les 30 ans précédant la maladie à l aide d une mesure dans chaque maison occupée durant cette période. En France, l étude est menée dans les régions susceptibles d avoir de fortes concentrations de radon (Auvergne, Ardennes, Bretagne, Languedoc-Roussillon, Limousin). Elle devrait fournir environ nouvelles données françaises qui seront rassemblées à l IRSN Etablissements recevant du public En 2003, un rapport sur les données de mesures ( ) de radon dans les établissements recevant du public 63 a été publié par la Direction Générale de la Sûreté Nucléaire et de la Radioprotection [DGSNR, 2003]. En effet, dans le cadre de la politique nationale de gestion du radon, plusieurs circulaires définissent les actions des services déconcentrés de l Etat à l égard du radon dans les établissements recevant du public (ERP) 64. La circulaire 1999 des ministères de la santé (DGS) et du logement (DGUHC 65 ) définit les actions devant être conduites par les services déconcentrés du ministère de la Santé 66 pour assurer la gestion au plan local du risque sanitaire lié au radon. 59 Depuis la parution du décret n du 22 février 2002, l Institut de radioprotection et de sûreté nucléaire (IRSN) a repris les activités de l IPSN. 60 Le Conseil Supérieur d Hygiène Public de France (CSHPF) recommande la mise en œuvre réelle et contrôlée, par des organismes ou prestataires compétents, d actions dans les établissements recevant du public où la concentration moyenne en radon dépasse Bq.m -3 d air. Les pouvoirs publics, prenant en compte l avis du CSHPF, ont entériné le seuil d alerte de Bq.m -3 mais retiennent comme objectif de précaution le seuil de 400 Bq.m -3, valeur incitative recommandée pour les bâtiments existants. 61 Circulaire DGS/DGUHC/VS/99/46 du 27 janvier 1999 relative à l organisation de la gestion du risque sanitaire lié au radon. 62 De type cas-témoins. L étude prévoit l inclusion de 600 cas et 1200 témoins. 63 Appelés aussi Lieux ouverts au public. 64 Les catégories de lieux ouverts au public concernés par les obligations de mesures du radon sont les établissements d enseignement, les établissements sanitaires et sociaux qui hébergent des personnes, les établissements thermaux, les établissements pénitentiaires. 65 Direction Générale de l Urbanisme, de l Habitat et de la Construction. 66 DDASS directions départementales de l action sanitaire et sociale. Rapport final VNC-CSTB. 43

44 Cette circulaire définit notamment deux niveaux d action pour les bâtiments existants (400 Bq/m 3 et 1000 Bq/m 3 ) 67 au-dessus desquels il est nécessaire d engager des actions immédiates afin d abaisser l exposition du public au radon dans les ERP. Au-dessus de 1000 Bq/m 3, il peut être procédé à une fermeture de tout ou partie des établissements pendant la durée des travaux quand l exposition des personnes ne peut être abaissée de façon significative par des actions immédiates. Par ailleurs, la circulaire a permis de lancer officiellement en 1999 une campagne de mesure systématique du radon dans les ERP situés dans les zones potentiellement exposées au radon 68. Elle définit, sur la base des résultats de mesures dans l habitat privé, 27 départements «prioritaires» 69 où les mesures de radon doivent être réalisées de manière systématique et exhaustive sur l ensemble de leur territoire dans tous les établissements ouverts au public qui accueillent des enfants 70 et les établissements sanitaires et sociaux 71. Un département 72 est classé prioritaire quand la moyenne départementale des résultats dans les logements privés dépassait 100 Bq/m 3. Pour les autres départements, dits «non prioritaires», ces mesures systématiques sont entreprises seulement sur des parties du département déterminées au préalable par une étude des caractéristiques géologiques de leurs sous-sols. On distingue les départements dits «partiellement concernés» 73, «peu concernés» 74 et «en phase de cartographie» 75. Une phase de détermination des zones prioritaires de mesures a donc précédé la campagne de mesures systématiques dans ces zones. Dans les départements où les caractéristiques géologiques des sols peuvent conduire à une concentration importante de radon dans les bâtiments insuffisamment ventilés, les DDASS ont été chargées de réaliser ou de faire réaliser des mesures dans ces établissements et de faire mettre en place, s il y a lieu, les actions pour réduire l exposition des personnes qui y séjournent. Démarrée en 1999, la campagne de mesures se poursuit encore aujourd hui. Selon les résultats disponibles en novembre 2001, le bilan de la campagne de mesures dans les ERP pour la période publié par la DGSRN en 2003 indique que le nombre d'établissements contrôlés s'élevait à (soit mesures avec une moyenne de 2,5 mesures par établissement). Des mesures avaient été effectuées dans 46 départements dont tous les départements dits «prioritaires». Seuls 20 % des départements concernés ont réalisé en novembre 2001 plus de 50 % de la campagne. Les régions Bretagne et Rhône-Alpes comptabilisent à elles seules 42 % des établissements contrôlés 76. A cette date, des résultats de mesures étaient encore en cours d acquisition pour quelques départements prioritaires 77. La grande majorité des établissements contrôlés sont des établissements d enseignement (71 % sont des établissements hébergeant des enfants). Les établissements sanitaires et sociaux représentent 8 % des ERP contrôlés. Les «autres établissements» (21 %) rassemblent des établissements non prioritaires en terme de dépistage, compte tenu du faible temps de séjour du public, tels que les bibliothèques ou les mairies. Parmi les mesures effectuées, 8 % se situent entre 400 et Bq/m 3 et 4 % dépassent Bq/m 3. Ainsi, pour 12 % Bq/m 3 = niveau issu de la recommandation européenne du 21 février 1990 ; Bq/m 3 = niveau proposé par le Conseil supérieur d hygiène publique de France. 68 Dans chaque département, la campagne de mesure s accompagne d une information du public, des professionnels et des élus. 69 Quatre nouveaux départements ont été définis comme prioritaires en 2002 ce qui porte aujourd hui le nombre de départements prioritaires à Principalement dans les établissements d enseignement. 71 La circulaire DGS n du 2 juillet 2001 relative à la gestion du risque lié au radon dans les ERP a élargi le domaine des mesures aux établissements thermaux et a mis à jour la liste des départements prioritaires en ajoutant 4 départements (Ariège, Haute-Marne, Hautes- Pyrénées, Saône-et-Loire), soit aujourd hui un total de 31 départements prioritaires. 72 Compte tenu des spécificités locales, ce plan d action est défini et organisé au plan départemental. 73 Ils sont concernés uniquement sur une partie de leur territoire déterminée après une phase de cartographie géologique. 74 Ils recèlent peu de zones prioritaires de mesures (c est-à-dire les zones à fort potentiel d exhalaison de radon au niveau du sol). Le classement d un département dans la catégorie «peu concerné» a été fait principalement au vu des mesures disponibles sur l habitat privé (moyenne des résultats faible au regard de la moyenne nationale) et en second lieu, pour certains départements, d une étude plus ou moins développée de la géologie du département. Ainsi, certains qui paraissaient peu concernés du fait des résultats dans l habitat privé, se sont révélés concernés dans certains secteurs de leur territoire (Bouches-du-Rhône, Aude). 75 Départements pour lesquels la phase de cartographie des zones prioritaires de mesures est en cours. Ces départements pourront être classés «partiellement concernés» ou «peu concernés» en fonction du résultat de l étude géologique. 76 Les trois régions ayant réalisé le plus grand nombre de mesures sont la Bretagne, le Limousin et la région Rhône-Alpes. 77 Alpes-Maritimes, Drôme, Haute-Garonne, Manche, Hautes-Pyrénées, Pyrénées-Orientales. Rapport final VNC-CSTB. 44

45 des établissements dépassant le niveau d action de 400 Bq/m 3, il sera nécessaire de mettre en œuvre des actions pour réduire l exposition des personnes au radon, voire de réaliser des travaux. En Haute-Vienne, un dépistage systématique de l ensemble des écoles, collèges et des lycées a été effectué. Une première analyse indique que la moyenne générale des mesures réalisées dans les classes est du même ordre de grandeur que la moyenne obtenue dans le bâtiment résidentiel individuel (200 Bq/m 3 ) 78. Elle montre par ailleurs que la variabilité d une salle à l autre au sein d un établissement est très importante. La campagne de mesures du radon dans les ERP est une campagne de longue haleine en raison de la nécessité du dépistage systématique des établissements situés sur les zones à fort potentiel d exposition au radon. Une base de données nommée «Appliradon» est en cours de constitution à la DGSNR pour rendre l ensemble des informations relatives à l exposition au radon dans l habitat et dans les ERP disponibles au niveau national 79. L application de cette base de données devrait être prête pour diffusion au début de l'année Il s agira dans un deuxième temps d analyser l ensemble des mesures et des questionnaires correspondants pour déterminer s ils peuvent apporter des informations supplémentaires, notamment pour l identification des facteurs modifiant les niveaux de radon dans les bâtiments ou pour la caractérisation du risque Propositions visant à renforcer la surveillance des expositions et des risques associés à l inhalation de radon L application de la politique nationale de gestion du risque radon et les actions qu elle entraîne sont et vont être à l origine d une production importante d informations sur le radon. Il semble donc nécessaire aux pouvoirs publics de structurer cette masse d informations afin qu elle soit utile et partagée par les différents acteurs impliqués dans la gestion de ce risque en France. Considérant aussi qu il est important d harmoniser et d accompagner la production et la centralisation des informations pour orienter et suivre les actions de gestion des risques dans une perspective de santé publique, la DGSNR a proposé à l Institut de Veille Sanitaire (InVS) de constituer et d animer un groupe de travail 80 chargé de réfléchir aux améliorations à apporter à la surveillance des expositions au radon par inhalation 81 en population générale. Les objectifs de ce groupe consistaient, après avoir dressé le bilan des connaissances et des actions déjà entreprises, à proposer des recommandations pour la mise en place d un système de surveillance des expositions au radon et des risques associés [InVS, 2003]. En réponse à ces préoccupations, le groupe de travail a défini des recommandations destinées à mieux cerner les expositions de la population générale et des enfants dans les bâtiments de façon à pouvoir procéder à des évaluations des risques en population générale. Le système de surveillance doit aussi intégrer le recueil des informations permettant de suivre l efficacité des politiques de gestion des risques liés au radon. De même, un certain nombre de recommandations sont faites en faveur du prolongement de la recherche concernant les effets sur la santé, du développement d activités de formation au niveau des différents acteurs impliqués dans le domaine, et du partage de la veille scientifique afin que les résultats de la recherche et des progrès techniques puissent être traduits en temps voulu en termes opérationnels dans la surveillance à des fins de santé publique. Une 78 Il convient cependant de prendre ces résultats avec précaution, compte tenu du fait que les dosimètres passifs utilisés intègrent la mesure du radon sur des nycthémères entiers, dans des salles qui ne sont occupées que quelques heures. Il est donc très probable que ces résultats surestiment les niveaux réels de radon auxquels les enfants sont exposés. 79 Pour tout renseignement supplémentaire, contacter Mme Rougy Christel (DGSRN). 80 Groupe de travail réunissant les organismes impliqués dans le domaine des mesures des niveaux de radon et des risques associés : Le Bureau des recherches géologiques et minières (BRGM), l Ecole nationale de santé publique (ENSP), le Centre scientifique et technique du bâtiment (CSTB), la Direction générale de la santé (DGS), puis la Direction générale de la sûreté nucléaire et de la radioprotection (DGSNR), un représentant des Directions départementales des affaires sanitaires et sociales (Ddass 87), le Département de protection de l homme et de dosimétrie (DPHD) et le Département de protection de l environnement (DPRE) de l Institut de radioprotection et de sûreté nucléaire (IRSN), l Institut de veille sanitaire (InVS), et la Direction de prévention des pollutions et des risques (DPPR) du ministère de l Ecologie et du Développement durable (MEDD). 81 L exposition au radon se fait aussi par l ingestion du radon dans l eau. Rapport final VNC-CSTB. 45

46 présentation plus détaillée des propositions de groupe de travail piloté par l InVS est proposée en annexe Fumée de tabac Unanimement reconnue comme un facteur de risque important dans l air à l intérieur des bâtiments [Bukowski, 2002; IEH, 2001; SIEM, 2002], l exposition à la fumée de tabac environnementale (FTE) dans les milieux intérieurs est le plus souvent évaluée par une approche non instrumentale par questionnaire. Mais elle peut être aussi être estimée par une approche instrumentale basée sur la mesure de diverses substances individuelles retrouvées en phase gazeuse (formaldéhyde, acétaldéhyde, benzène ) ou particulaire (fraction inhalable ) issues de la fumée de cigarette. Des mesures plus spécifiques comme la recherche dans l air dans la phase gazeuse de nicotine, de 3-ethenylpyridine ou d indicateurs particulaires d exposition à la FTE (par exemple absorbance UV de la fraction particulaire inhalable) peuvent également être mises en œuvre [Jaakkola, 1997; Jenkins, 1996; Phillips, 1998]. L évaluation quantitative de marqueurs d exposition dans les milieux biologiques (cotinine urinaire ou salivaire) reste un angle d approche intéressant mais qui sort du registre direct de l OQAI. De nombreux travaux internationaux ont été menés afin d évaluer quantitativement l exposition à la FTE dans divers micro-environnement intérieurs 82 à l aide d indicateurs gazeux ou particulaires spécifiques ou non. En revanche, les travaux français sont très fragmentaires. Une étude réalisée au milieu des années 1990 a permis d évaluer dans un échantillon aléatoire de 222 adultes non-fumeurs vivant à Paris l exposition individuelle à la fraction alvéolaire des particules atmosphériques (RSP ou Respirable Suspended Particles) et la part due à la FTE [Phillips, 1998]. Des mesures à l intérieur de l habitat et du lieu de travail ont été réalisées chez certains participants classés en fonction de la présence ou non de fumeurs dans leur environnement professionnel et familial. Les indicateurs atmosphériques d exposition à la FTE mesurés sont la fraction alvéolaire des particules atmosphériques (concentration massique en RSP, absorption dans l ultraviolet des particules = UVPM, fluorescence des particules = FPM, fraction particulaire liée au solanesol = SolPM), la nicotine et la 3- ethenylpyridine. Les principaux résultats de cette étude sont présentés dans le tableau ci-dessous. Ils indiquent en toute logique que les niveaux moyens des divers indicateurs mesurés sont plus élevés dans les micro-environnements où l on note la présence de fumeurs. D une manière globale, en présence de fumeurs, l exposition dans les lieux de travail est plus élevée que dans l habitat. Selon les auteurs, le solanesol (SolPM) semble être le marqueur d exposition la plus approprié pour évaluer l exposition à la FTE. 82 Ou l exposition individuelle. Rapport final VNC-CSTB. 46

47 Tableau 24 : Concentrations atmosphériques (µg/m 3 ) en indicateurs d exposition à la FTE dans des environnements fumeurs et non fumeurs à Paris Indicateur d exposition Type Lieu de travail Domicile d environnement n Médiane n Médiane RSP Fumeur Non-fumeur SolPM Fumeur 104 3,8 57 6,5 Non-fumeur 22 1,2 67 0,20 FPM Fumeur ,5 Non-fumeur 22 4,1 67 2,2 UVPM Fumeur ,0 Non-fumeur 22 5,7 67 2,1 Nicotine Fumeur 102 1,0 56 0,68 Non-fumeur 20 0, ,19 3-EP Fumeur 102 0, ,35 Non-fumeur 20 0, ,07 Plus récemment les méthodes d évaluation de l exposition à la FTE utilisées chez plus de 300 enfants dans le cadre de l étude VESTA (évaluation qualitative par autoquestionnaire des parents et évaluation quantitative par mesure de la cotinine urinaire chez les enfants) ont été analysées. Selon les réponses des parents, un tiers des enfants sont exposés à la fumée de tabac dans les deux jours qui précédent le dosage urinaire de cotinine. En moyenne 15 cigarettes sont fumées dans le domicile. La concentration urinaire en cotinine augmente avec le nombre de cigarettes fumées dans l habitat mais elle ne diffère significativement lorsque l on compare les enfants faiblement exposés (1 à 10 cigarettes) et les enfants non exposés. Cette analyse indique que l évaluation de l exposition à la FTE à l aide du questionnaire utilisé n est pas suffisamment discriminante pour distinguer les enfants non exposés et faiblement exposés, mais il permet de discerner les gradients de forte exposition [Callais, 2003]. Enfin, à noter que dans le cadre de l étude de suivi de cohorte de nouveaux-nés franciliens mise en place par la Mairie de Paris, l exposition domestique à la FTE sera évaluée par des prélèvements aériens de nicotine réalisés dans l habitat de 150 jeunes enfants [Momas, 2004]. Rapport final VNC-CSTB. 47

48 4. CONCLUSION Il existe de plus en plus de programmes de recherche français dans le domaine de la qualité de l air intérieur mais en raison du manque de «culture de publication scientifique» il est relativement délicat de procéder à un recueil exhaustif des données collectées sur notre territoire sur cette thématique. Les résultats des études françaises sont assez fréquemment diffusés sous forme de «littérature grise» (rapports interne, thèses, mémoires ) ce qui rend assez difficile, à moins d une bonne connaissance du microcosme national de l air intérieur, l accès à ces informations. Pour ces raisons, le recensement des données françaises sur la période présenté dans ce rapport ne prétend donc pas à l exhaustivité. Ceci démontre l importance que pourrait revêtir, pour les divers acteurs de la mesure de la pollution de l air intérieur et de la santé publique, le développement de bases de données nationales centralisant les informations relatives à la qualité de l air en France. On citera à titre d exemple, la création par la DGSRN d une base de données sur les mesures d exposition au radon (Appliradon) dans les établissements recevant du public et dans l habitat privé. Cette initiative mériterait d être étendue au delà du cas du radon en imaginant par exemple des bases de données centralisant les informations sur la qualité de l air intérieur par type de pollution (gazeuse, particulaire, biocontamination ). Néanmoins, à la lumière des informations collectées, on constate qu un important mouvement a été initié ces dernières années pour mieux évaluer l exposition aux COV et aldéhydes dans les milieux intérieurs, en particulier l habitat, les écoles et les crèches. De nombreuses données ont été publiées et plusieurs programmes d envergure sont en cours. Les polluants «classiques» comme le dioxyde d azote, les particules ou le monoxyde de carbone, restent des indicateurs régulièrement mesurés. On notera toutefois pour la pollution particulaire l absence de travaux sur l analyse physico-chimique ou la composition des particules. Aucune donnée sur les expositions dans les milieux intérieurs aux HAP, métaux, pesticides, voire à d autres polluants persistants n a été enregistrée sur ces dernières années. L exposition à la fumée de tabac environnementale dans les milieux intérieurs privés ou publics, qui constitue pourtant un paramètre essentiel en terme de santé publique puisque le tabagisme passif est classé comme cancérogène pour l homme (Groupe 1) par le Centre International de Recherche contre le Cancer, reste pratiquement inexplorée en France. Les études sur l exposition aux aérocontaminants dans les milieux intérieurs ont également été peu nombreuses ces quatre dernières années. On notera en particulier l absence de travaux sur des indicateurs spécifiques d exposition aux agents bactériens (endotoxines) ou fongiques (glucanes). En revanche, les efforts mis en œuvre pour développer des techniques permettant de mesurer dans l air intérieur des paramètres jusqu à présent inexplorés ou peu explorés (éthers de glycol, légionelles ) et dont les effets sur la santé sont reconnus méritent d être poursuivis. Comparativement aux travaux menés dans les années , ceux effectués sur ces dernières années comportent généralement de plus larges effectifs et sont réalisés de plus en plus fréquemment dans des études multicentriques avec des procédures d opérations standardisées. Ceci est un élément essentiel pour garantir un certain degré de représentativité aux informations collectées et permettre leur extrapolation à une population plus large. Cela constitue également un élément favorable à la comparaison directe des résultats collectés dans plusieurs villes. En terme de répartition géographique des informations, on constate que si la mise en oeuvre d études multicentriques a permis de diversifier spatialement les données (qui ne sont plus limitées quasi exclusivement à la région parisienne), on constate cependant toujours que les expositions dans les milieux intérieurs des populations vivant en zone rurale restent toujours non documentées. Pour une meilleure connaissance de la distribution des expositions dans les milieux intérieurs et de leurs déterminants, les études «d expologie», c est à dire consacrées exclusivement à l évaluation de l exposition des populations, méritent d être développées. L approche reposant sur la mise en œuvre simultanée de mesures individuelles et micro-environnementales, en essayant de couvrir aussi Rapport final VNC-CSTB. 48

49 largement que possible les différents milieux de vie fréquentés par les individus (habitat, lieu de travail, transports ), doit être encouragée car elle offre l opportunité à la fois d évaluer l exposition totale ou intégrée des individus et de quantifier la part attribuable à la fréquentation de divers microenvironnements dans cette exposition totale. Si l habitat reste le micro-environnement intérieur le plus investigué, de nouveaux horizons ont été ouverts avec la mise en œuvre de travaux visant à renseigner l exposition des populations dans les établissements recevant du public. Ils concernent principalement l exposition au radon, avec une campagne de mesures portant sur plus de établissements réalisée par la DGSRN dans le cadre de la politique de gestion du risque radon. Pour les substances chimiques, une première enquête, certes non représentative, a été mise en œuvre par le réseau de surveillance de la qualité de l air en Bourgogne et l Ecole Nationale de Santé publique dans une dizaine d établissements ouverts au public. Une approche globale de l exposition des individus en élargissant le champ des investigations au delà du domaine privé (habitat) mérite d être mise en œuvre. Les milieux professionnels, notamment, qui peuvent être très contrastés, mériteraient d être plus souvent pris en compte. Les travaux disponibles concernent le plus souvent les immeubles de bureaux mais il serait souhaitable d intégrer tous les types de situations professionnelles et appréhender l exposition des populations dans son intégralité en entre le monde de la «santé-environnementale» et des milieux professionnels. Rapport final VNC-CSTB. 49

50 5. BIBLIOGRAPHIE Adam R. Etude de l'exposition individuelle à la pollution de l'air en milieu urbain. Phase opérationnelle. Mémoire de DEA Biosciences de l'environnement, chimie et santé. Option Chimie. Marseille: Laboratoire de Toxicologie et de Pharmacie Clinique UPRES EA 3287 " Pathologies respiratoires liées à l'environnement"; Annesi-Maesano I, Debotte G, Moreau D, Oryszczyn M, Caillaud D, Charpin D, et al. Measurements of air pollutants in elementary schools in the six cities of metropolitan France in the framework of the ISAAC study. Proceedings of the 12th World Clean Air & Environment Congress and Exhibition, August 2001, Seoul, Korea. APPA. Les Sentinelles de l'air. Rapport préliminaire. 1 ère phase : hiver été Description des modes opératoires. Résultats de la campagne initiale avant travaux. La Tronche: Association pour la Prévention de la Pollution Atmosphérique, Comité Régional Dauphiné - Savoie. Faculté de Médecine La Tronche; APPA. Air Pur n 64 : Exposition et bioindication. Lille: Association pour la Prévention de la Pollution Atmosphérique, Comité Régional Nord Pas de Calais; 2003a ; Premier semestre Atmosf air. Qualité de l'air intérieur : mesures, analyses, recherches sur l'origine et la toxicité des polluants. Dijon: Atmosf'air Bourgogne Centre-Nord; 2003 Mars. Blondeau P et al. Etude de l'impact de la pollution atmosphérique sur l'exposition des enfants en milieu scolaire. Convention Université de La Rochelle-ADEME. Rapport final n Université de La Rochelle, Bukowski J, Lewis J, Gamble J, Wojcik N, Laumbach R. Range-Finding Study of Risk Factors for Childhood Asthma Development and National Asthma Prevalence. Human and ecological Risk Assessment 2002;8(4): Callais F, Momas I, Roche D, Gauvin S, Reungoat P, Zmirou D. Questionnaire or objective assessment for studying exposure to tobacco smoke among asthmatic and healthy children: The French VESTA Study. Prev Med 2003;36(1): Clarisse B, Laurent AM, Seta N, Le Moullec Y, El Hasnaoui A, Momas I. Indoor aldehydes: measurement of contamination levels and identification of their determinants in Paris dwellings. Environ Res 2003;92(3): Clarisse B, Laurent A, Seta N, Momas I. Les aldéhydes dans l'habitat : niveaux de contamination et recherche de leurs déterminants. Contrat ADEME-Université Paris V, Laboratoire d'hygiène et de Santé Publique; 2002 Juin. Rapport n de Blay F. Exposition aux aldéhydes dans l'air : rôle dans l'asthme. ADEME, Ministère de l Ecologie et du Développement Durable. Primequal 2 : séminaire de programme mi-parcours; et 11 juin; Reims; de Blay F, Fourgaut G, Hedelin G, Vervloet D, Michel FB, Godard P, et al. Medical Indoor Environment Counselor (MIEC): role in compliance with advice on mite allergen avoidance and on mite allergen exposure. Allergy 2003;58(1): DGSNR. Campagne de mesures du radon dans les établissements recevant du public. Bilan novembre Direction Générale de la Sûreté Nucléaire et de la Radioprotection. Ministère de l'economie, des finances et de l'industrie, Ministère de l'ecologie et du Développement Durable, Ministère de la Santé de la Famille et des personnes handicapées Domsic S, Squinazi F. Connaissance de l'exposition de jeunes enfants à la pollution atmosphérique dans les crèches parisiennes. Convention DRASSIF-LHVP. Avenant n 10. Laboratoire d'hygiène de la Ville de Paris. Mairie de Paris Octobre. Dusseaux M, Laurent A, Le Moullec Y, Person A, Momas I. Evaluation de l'exposition personnelle au benzène d'une population francilienne représentative du secteur tertiaire. Programme Primequal. Paris: Laboratoire d'hygiène de la Ville de Paris ; Université Paris V Août. Rapport n Gauvin S. Pollution atmosphérique d'origine automobile et développement de la maladie asthmatique de l'enfant : une étude épidémiologique dans 5 villes françaises - Etude VESTA. Thèse de Biologie, Médecine et Santé. Université Joseph Fourier - Grenoble I; Ginestet A, Ribot B, Henninot M, Pugnet D. Indoor air quality in two different office buildings. Part 2: Indoor and outdoor airborne particulate levels and air filtration. Healthy Buildings 2003, 7th International Conference; th-11th december; Singapore. p Haguenoer J. Relations entre les COV atmosphériques et les imprégnations humaines. ADEME, Ministère de l Ecologie et du Développement Durable. Primequal 2 : séminaire de programme mi-parcours; et 11 juin; Reims; Rapport final VNC-CSTB. 50

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52 6. ANNEXES Rapport final VNC-CSTB. 52

53 Annexe 1 : Liste des équipes de recherches françaises impliquées dans les programmes de recherche sur la qualité de l air intérieur sur la période * Nom Organisme, laboratoire Téléphone, mail Programme ou domaine d intérêt ANNESI-MAESANO Isabella INSERM U Avenue Paul-Vaillant Couturier Villejuif Cedex [email protected] Etude ISAAC France BLONDEAU Patrice CUNY Damien De BLAY Frédéric DECHENEAUX Jacques GAUVIN Stéphanie GINESTET Alain GRIMALDI Frédérique HAGUENOER Jean Marie KOPEL Alice KIRCHNER Séverine Le MOULLEC Yvon MANDIN Corinne MONTEIRO Sandrine LEPTAB Université La Rochelle Avenue Marillac La Rochelle Faculté de Pharmacie Université de Lille Service de Pneumologie, Hôpital Lyautey, Hôpitaux Universitaires de Strasbourg Unité INSERM U425 BP Strasbourg Cedex Association pour la Prévention de la Pollution Atmosphérique (APPA) Comité Dauphiné Savoie Faculté de Médecine, Domaine de la Merci LA TRONCHE cedex Agence Française de Sécurité Sanitaire Environnementale (AFSSE) avenue du Général Leclerc Maisons-Alfort Cedex BP320 CETIAT (Centre Technique des Industries Aérauliques et Thermiques) BP Villeurbanne Cedex Faculté de pharmacie Laboratoire de toxicologie et de pharmacie Clinique 27 Bd Jean Moulin Marseille Cedex 5 Faculté de Pharmacie Université de Lille 2 DRASS Ile de France Service Santé-Environnement Rue de Mouzaia Paris Cedex 19 Centre Scientifique et Technique du Bâtiment (CSTB) 84 Avenue Jean Jaurès Champs sur Marne Laboratoire d'hygiène de la Ville de Paris (LHVP) 11, rue George Eastman Paris Institut National de l'environnement et des Risques Industriels (INERIS) Direction des risques chroniques BP Verneuil en Halatte ATMOSF'air BCN 5 rue Pasteur DIJON [email protected] [email protected] [email protected] [email protected] [email protected] [email protected] [email protected] [email protected] [email protected] [email protected] [email protected] [email protected] [email protected] Ecoles (NO 2, PM) PHYT'AIR Habitat (formaldéhyde) Habitat (acariens) Sentinelles de l'air Grenoble VESTA Bureaux Sentinelles de l'air Marseille BIOCOV Etudes DRASSIF-LHVP Responsable scientifique OQAI Etudes LHVP (gaz, particules) Etude INERIS (rédactrice bulletin RSEIN) Exposition aux polluants gazeux dans les ERP * Le domaine de compétence ou d intérêt attribué à chaque personne ne présente qu une valeur indicative en regard des travaux recensés dans ce document. Rapport final VNC-CSTB. 53

54 Annexe 1 (suite) Nom Organisme, laboratoire Téléphone, mail Programme ou domaine d intérêt MOMAS Isabelle Faculté de pharmacie Laboratoire de santé publique et d hygiène 4 avenue de l Observatoire Paris [email protected] Etudes EXPOPE, COV, BTEX, VESTA Paris, cohorte de nouveaux-nés franciliens PLAISANCE Hervé RIBOT Bénédicte ROUGY Christel ROUSSEL Isabelle ROZEC Valérie SCHADKOWSKI Corinne ZMIROU Denis Ecole des Mines de Douai Département Chimie et Environnement 941 rue Charles Bourseul BP Douai Cedex EDF Division Recherche et Développement Service Energie et Milieux Intérieurs Moret sur Loing Direction Générale de la Sûreté Nucléaire et de la Radioprotection (DGSNR) Sous-Direction Santé et Rayonnements Ionisants 6 place du colonel Bourgoin Paris Cedex 12 Association pour la Prévention de la Pollution Atmosphérique (APPA) Comité Nord Pas de Calais 13, rue Faidherbe LILLE Association pour la Prévention de la Pollution Atmosphérique (APPA) 10, rue Pierre Brossolette Le Kremlin-Bicêtre Association pour la Prévention de la Pollution Atmosphérique (APPA) Comité Nord Pas de Calais 13, rue Faidherbe LILLE INSERM U420 9 avenue de la Forêt de Haye BP Vandoeuvre-les-Nancy Agence Française de Sécurité Sanitaire Environnementale (AFSSE) avenue du Général Leclerc Maisons-Alfort Cedex BP [email protected] [email protected] [email protected] [email protected] valé[email protected] [email protected] [email protected] [email protected] Ethers de glycol Bureaux Radon Base de données «Appliradon» Sentinelles de l air Sentinelles de l air Sentinelles de l'air Région Nord VESTA * Le domaine de compétence ou d intérêt attribué à chaque personne ne présente qu une valeur indicative en regard des travaux recensés dans ce document. Rapport final VNC-CSTB. 54

55 Annexe 2 : Concentrations moyennes en COV (µg/m 3 ) en période estivale dans divers établissements recevant du public en Bourgogne Mairie Bar Halte garderie MJC Cinéma Salle de gym Voiture Accueil Extérieur (jardin) Intérieur Extérieur (rue) SDB SDJ hauteur enfant SDJ hauteur adulte Extérieur (cour) Accueil Extérieur (cour) Accueil Salle Extérieur (rue) Salle de fitness Salle de musculation Extérieur (rue) Habitacle 1-méthoxy-2-propanol 0,5 < 0,1 1,4 < 0,1 0,6 0,8 0,7 < 0,1 0,3 < 0,1 0,4 2,3 < 0,1 0,3 0,3 < 0,1 < 0,1 1,2,4-triméthylbenzène (1) 4,8 1,8 18,0 13,4 6,9 6,2 6,7 2,5 4,5 2,5 3,7 7,2 3,8 9,1 7,2 3,6 16,2 1,4-dichlorobenzène 3,6 0,7 1,3 1,0 1,5 1,4 1,4 0,9 161,4 0,9 17,6 5,4 0,8 1,0 1,2 1,0 6,8 2-butoxyéthanol < 0,1 < 0,1 25,5 58,2 50,9 < 0,1 3,7 < 0,1 0,4 0,9 < 0,1 0,4 0,4 < 0,1 2,6 Acétate d éthyle 0,6 0,9 0,9 0,3 < 0,1 0,2 0,2 0,2 0,7 0,2 0,8 0,5 1,1 < 0,1 0,3 0,3 1,2 Acétate de n-butyle 0,2 0,2 0,3 0,2 0,9 1,2 1, 0,1 2,0 0,1 0,2 0,3 0,1 0,2 0,2 0,1 < 0,1 Aromatiques C10-C12 4,5 1,7 12,4 2,0 7,9 6,5 6,2 2,2 3,3 2,2 4,4 8,3 2,0 4,5 4,0 1,5 18,5 Butanol 3,7 0,0 0,8 0,3 6,2 5,5 4,5 < 0,1 1,5 < 0,1 1,7 8,1 0,2 0,4 0,7 0,2 15,7 Ethyl-ter-butyléther 1,8 2,4 0,4 0,4 0,4 0,4 0,3 0,4 0,4 0,4 0,5 0,8 0,7 0,5 1,2 HC aliphatiques C5-C9 0,2 0,1 2,1 1,0 1,7 2,0 1,9 0,4 0,9 0,4 1,0 1,8 0,7 0,9 1,2 0,5 5,2 Limonène 0,4 < 0,1 8,1 < 0,1 2,3 1,4 1,7 < 0,1 0,2 < 0,1 0,9 1,0 < 0,1 0,5 1,5 < 0,1 1,0 n-nonane et isomères 1,2 0,4 Styrène 0,2 0,1 0,3 0,1 0,1 0,2 0,2 0,1 0,1 0,1 0,1 0,2 0,1 1,3 1,0 0,5 0,3 Trichloréthylène 0,2 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 0,2 < 0,1 138,2 157,2 < 0,1 <0,1 0,1 0,1 0,1 Tétrachloroéthylène < 0,1 0,0 0,2 0,1 < 0,1 0,1 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 0,2 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 Somme des COV 60,0 8,9 68,2 41,2 60,6 92,1 83,7 10,5 191,2 10,5 175,1 200,0 15,9 30,0 26,7 13,5 89,9 (1) et autres aromatiques C3-C4 Rapport final VNC-CSTB. 55

56 Annexe 3 : Concentrations en COV (µg/m 3 ) au printemps dans divers établissements recevant du public en Bourgogne Mairie Bar Halte garderie MJC Cinéma Salle de gym Boulodrome Ecoles Voiture Accueil Extérieur (jardin) Intérieur Extérieur (rue ) SDB SDJ hauteur adulte Extérieur (cour) Accueil Salle d activités Extérieur (cour) Couloir Salle Extérieur (rue ) Salle de musculation Extérieur (rue) Intérieur Extérieur (rue) Classe 1 Intérieur 1 Extérieur 1 (cour ) Classe 2 Intérieur 2 Extérieur 2 (cour ) Classe 3 Intérieur 3 Extérieur 3 (cour ) Habitacle 1-butoxy-2-propanol <0,1 < 0,1 1,5 <0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 1-méthoxy-2-propanol 0,1 < 0,1 0,2 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,3 0,3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,8 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,3 10,3 < 0,1 4,0 < 0,1 < 0,1 16,6 1,2,4-triméthylbenzène (1) 2,0 1,0 19,9 5,8 8,7 7,1 2,1 49,8 185,2 2,1 7,4 7,4 8,7 5,2 3,0 2,0 2,2 12,7 7,2 3,5 212,0 23,3 2,7 12,2 10,6 5,8 17,4 1,4-dichlorobenzène 1,1 0,1 144,8 0,3 1,4 1,3 < 0,1 147,3 73,8 < 0,1 0,6 0,9 0,2 1,2 0,2 9,6 0,3 6,3 4,1 0,2 4,5 134,5 0,2 20,8 1,3 0,3 1,3 2-butoxyéthanol 10,4 < 0,1 5,4 < 0,1 19,7 32,8 < 0,1 2,6 6,6 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 2-methylpentane 0,7 0,6 7,4 4,2 1,2 1,2 0,8 1,6 0,9 0,8 1,5 1,6 4,4 41,6 1,3 1,0 0,8 3,0 1,6 < 0,1 0,7 2,9 < 0,1 3,2 2,2 < 0,1 13,1 3-carène < 0,1 <0,1 0,7 <0,1 <0,1 0,7 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,9 < 0,1 < 0,1 3-méthylpentane 0,2 0,2 1,4 1,2 0,4 0,6 0,4 0,6 0,4 0,4 0,8 0,7 1,8 10,0 1,7 0,5 0,5 1,6 1,2 0,5 0,9 1,6 0,5 1,4 1,7 1,6 6,7 Acétate de n-butyle 0,3 0,2 0,8 0,2 2,7 1,1 0,2 4,3 4,6 0,2 0,4 0,4 0,2 0,7 0,3 2,0 0,4 0,8 0,5 0,5 1,8 5,5 0,5 9,1 1,0 0,5 5,0 Acétate d éthyle 1,6 2,2 1,9 0,3 1,0 0,5 0,3 1,6 0,5 0,3 0,4 0,6 0,4 0,5 0,3 5,5 0,3 5,6 Alpha-pinène < 0,1 < 0,1 1,9 <0,1 3,6 8,4 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 1,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,8 2,3 < 0,1 nd 15,5 < 0,1 4,1 10,3 < 0,1 0,6 Aromatiques en C4 0,7 0,2 13,1 1,4 3,5 3,8 0,3 41,9 178,3 0,3 2,9 3,6 1,4 4,7 0,4 0,4 0,3 4,8 2,8 0,6 116,1 14,3 1,0 4,5 3,0 1,3 3,7 Béta-pinène < 0,1 < 0,1 0,6 <0,1 <0,1 0,9 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 1,7 < 0,1 < 0,1 Camphène < 0,1 < 0,1 2,6 <0,1 1,2 1,4 < 0,1 1,9 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 1,7 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 Cyclohexane 0,3 < 0,1 0,5 0,2 0,8 0,9 < 0,1 0,4 0,1 < 0,1 0,3 0,1 0,3 1,9 0,2 0,3 < 0,1 0,3 0,2 0,3 45,3 0,3 0,5 0,5 0,3 0,4 0,7 Isopropanol 1,1 < 0,1 < 0,1 <0,1 17,1 14,3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 3,6 2,4 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 Limonène <0,1 <0,1 18,0 < 0,1 6,2 7,0 < 0,1 2,0 < 0,1 < 0,1 0,9 1,1 < 0,1 4,6 < 0,1 < 0,1 < 0,1 1,4 1,8 0,1 67,2 19,3 0,2 6,7 8,8 0,1 1,2 Méthylisobytylcétone 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 5,5 1,3 < 0,1 0,5 0,3 < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 0,2 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,3 1,2 < 0,1 1,8 4,5 < 0,1 8,1 0,2 < 0,1 0,7 n-décane et isomères 6,2 1,4 15,0 3,5 14,9 6,9 2,6 100,4 322,8 2,6 9,0 11,3 2,2 5,5 1,5 2,8 4,8 9,1 5,5 1,2 404,0 173,7 2,6 13,3 5,7 3,2 46,3 n-heptane et isomères 0,2 0,6 12,1 3,3 43,5 42,3 1,2 3,7 2,7 1,2 3,1 3,0 4,8 4,5 2,6 3,8 1,4 0,8 0,5 0,4 256,6 1,7 0,3 6,7 1,0 0,6 38,0 n-hexane 0,3 0,2 1,4 0,5 0,8 1,1 0,3 0,5 0,4 0,3 0,5 0,5 0,8 2,8 0,4 0,4 0,3 0,8 0,6 0,4 0,8 0,8 0,4 0,7 0,8 0,6 2,0 n-nonadécane et isomères 4,6 1,2 20,6 10,4 7,0 11,1 3,1 44,7 173,6 3,1 17,7 15,1 2,3 5,4 0,3 0,8 0,6 1,5 19,1 5,8 14,5 18,4 3,6 5,2 2,4 8,1 15,0 n-nonane et isomères 2,1 0,3 12,7 1,2 12,5 7,3 0,5 19,7 61,3 0,5 3,5 4,1 1,4 2,8 0,6 0,6 0,6 4,6 3,2 0,8 178,1 39,3 0,7 6,3 3,3 1,0 28,6 n-octane et isomères 1,5 0,7 10,5 3,1 7,8 7,0 1,2 9,7 9,6 1,2 3,3 3,0 4,4 3,8 1,8 3,6 1,6 0,7 0,4 0,2 20,2 1,7 0,2 1,2 0,7 0,3 25,1 n-undécane et isomères 4,6 0,5 16,9 12,6 27,6 24,5 1,2 166,5 666,5 1,2 28,3 12,7 2,2 11,1 0,6 1,3 2,3 8,8 23,1 4,5 235,-9 156,0 8,6 20,8 6,8 14,3 17,7 Styrène 0,3 0,1 2,5 0,3 0,3 0,4 0,1 0,3 0,4 0,1 0,3 1,5 0,3 4,7 0,4 0,2 0,1 0,3 0,3 0,2 0,6 0,5 0,2 0,5 0,5 0,3 0,5 Tétrachloroéthylène < 0,1 0,2 1,2 < 0,1 0,2 < 0,1 < 0,1 0,3 0,4 < 0,1 0,3 0,4 < 0,1 0,4 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,4 0,4 0,3 0,5 0,9 0,3 0,5 1,4 0,4 0,3 Trichloréthylène 0,7 0,6 0,4 < 0,1 0,4 0,3 < 0,1 0,3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,7 0,5 0,2 0,1 7,0 0,2 0,3 0,4 0,3 0,7 Somme des COV 44,9 15,2 363,9 67,0 198,2 197,8 21,8 623,6 1709,3 21,8 100,0 84,0 64,6 128,3 25,3 64,5 24,6 82,0 96,0 33, ,3 34,3 155,2 97,0 61,9 300 (1) et autres aromatiques C3-C4 Rapport final VNC-CSTB. 56

57 Annexe 4 : Concentrations en aldéhydes (µg/m 3 ) en période estivale (E) et au printemps (P) dans divers établissements recevant du public en Bourgogne Lieu Propanal Butanal Benzaldehye Isopentanal Pentanal Hexanal Somme aldéhydes E P E P E P E P E P E P E P Mairie Accueil 5,5 3,0 30,2 9,7 2,1 0,3 1,2 1,0 5,9 3,2 12,4 9,0 114,5 50,9 Extérieur (jardin) 3,7 0,9 16,2 2,2 0,6 < 0,1 < 0,5 0,5 < 0,5 1,7 1,8 3,8 28,1 12,7 Bars Intérieur 1 5,0-25,1-1,5-2,0-4,0-13,2-90,8 - Extérieur 1 (rue) 2,5-15,4-1,0-0,7-0,7-2,7-31,5 - Intérieur 2-15,9-26,0-1,3-9,2-7,3-16,7-203,2 Extérieur 2 (rue) - 1,2-3,0-0,2-0,8-1,5 - < 0,4-13,9 Halte garderie SDB 5,0 2,6 20,6 7,1 4,1 1,3 1,2 1,2 6,0 3,7 23,5 15,6 94,8 66,9 SDJ hauteur enfant 5,0-35,0-3,1-1,8-7,8-33,3-134,4 - SDJ hauteur adulte 4,9 3,9 31,6 13,7 3,0 1,1 2,4 2,6 8,8 6,4 31,7 26,3 129,3 97,1 Extérieur (cour) 2,5 0,9 16,4 2,3 0,5 0,2 < 0,5 0,7 0,7 1,8 2,7 1,3 27,9 11,1 MJC Accueil 3, 3,7 17,3 8,8 1,1 0,5 0,8 1,2 4,2 4,0 7,0 8,5 51,5 47,0 Salle d activités - 3,7-9,3-0,3-1,2-4,2-9,5-46,9 Extérieur (cour) 2,5 0,9 16,4 2,3 0,5 0,2 < 0,5 0,7 0,7 1,8 2,7 1,3 27,9 11,1 Cinémas Accueil 1 4,1-19,2-1,1-1,6-5,4-8,1-57,7 - Salle 1 1,0-27,4-2,5-1,2-7,0-20,8-100,7 - Extérieur 1 (rue) 3,3-12,7 - < 0,5 - < 0,5-1,9-2,4-25,8 - Couloir 2-2,0-7,0-0,4-0,6-2,8-7,3-35,5 Salle 2-2,0-7,9-0,6-1,0-2,9-5,3-40,8 Extérieur 2 (rue) - 1,4-3,2-0,2-0,9-2,3-4,7-20,4 Salle de gym Salle de fitness 3,0-13,1-1,1-0,7-4,4-6,9-39,5 - Salle de musculation 3,2 2,2 13,4 5,0 1,2 0,6 0,6 1,6 5,0 3,8 6,7 6,9 43,2 37,1 Extérieur (rue) 2,8 1,1 13,1 2,4 1,1 0,3 0,9 0,6 1,7 1,4 2,5 6,4 28,5 17,7 Boulodrome Intérieur - 1,0-2,2-0,2-1,1-2,2-3,2-17,5 Extérieur (rue) - 1,0-2,0-0,1-0,8-1,6-2,4-13,1 Ecoles Classe 1-1,5-3,2-1,0 < 0, ,5-6,4-31,3 Intérieur 1-2,4-6,0-3,8 < 0, ,0-6,7-36,3 Extérieur 1 (cour) - 0,9 - < 0,3-0,1 < 0,1 - - < 0,2 - < 0,5-6,3 Classe 2 (a) - 3,6-6,4-12,7 0, ,8-12,0-71,7 Intérieur 2-3,4-4,2-1,6 0, ,0-7,7-45,6 Extérieur 2 (cour) - 1,1-1,7 - < 0,1 0, ,5-3,4-11,9 Classe 3-3,3-5,5-1,2 < 0, ,6-17,9-55,5 Intérieur 3-2,3-2,8-1,0 < 0, ,9-9,4-35,4 Extérieur 3 (cour) - 1,1-0,8-0,3 0, ,1 - < 0,5-10,3 Voiture Habitacle 5,9 4,8 24,3 2,5 1,9 0,5 2,8 1,7 3,6 2,0 8,4 8,4 162,1 38,2 Rapport final VNC-CSTB. 57

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59 Annexe 5 : Concentrations moyennes (µg/m 3 ) en NO 2, BTEX, formaldéhyde, acétaldéhyde et PM2.5 mesurées dans l air intérieur des bâtiments en France au cours de la période Nom de l'étude et/ou laboratoire responsable Type de bâtiment* Ville ou région Sous-groupe de population, de bâtis ou saison BTEX Aldéhydes NO 2 Benzène Toluène Ethylbenzène Xylènes Formaldéhyde Acétaldéhyde PM2.5 VESTA H Grenoble Enfants asthmatiques/ 36,8/30,7 29,3/27,8 Nice non asthmatiques 50,5/34,7 18,5/22,9 Toulouse 13,0/16,0 10,3/8,5 Paris 37,7/41,0 27,3/21,8 Clermont 26,7/23,6 Sentinelles H Lille Hiver/Eté 37/27 Total 38,4/34,0 22,8/21,9 Dunkerque 37/26 Marseille 42/- 5,9/4,1 33,7/21,9 14,4/5,3 51,1/20,9 1,5/7,0 1,4/4,7 37,0/22,4 Grenoble -/2 -/30 -/5 -/17 LHVP-LHSP H Paris Appartements 27,7 11,2 LHVP-LHSP H Paris Appartements 4,1 39 5, et maisons EXBE H Rouen Chambre enfants 10,9 Chambre parents 9,1 Drassif-LHVP C Paris Salle des enfants 40 2,1 14,9 Cuisine 48 2,3 11,7 EXBE C Rouen - 7,9 à 35,5 - Atmosf'air C Bourgogne Printemps (P) été (E) 5 à 6,5 (P) et 12,4 à 14,5 (E) 0,5 (E) à 1,2 (P) 2,9 (E) à 3,8 (P) 0,6 (E) à 2,4 (P) 2,6 (E) à 6,2 (P) 20,1 (P) à 39,6 (E) 6,9 (E) à 31,5 (P) INERIS E Oise? 20 à 25 6 à 7 ISAAC E 6 villes 20 à 31 (1) 22 à 32 (1) 10 à 20 (1) Atmosf air E Bourgogne Printemps 14,6 à 32,9 0,9 à 3,1 6,9 à 12,5 2 à 9,3 5,1 à 56,9 EDF-CETIAT B Paris 5,4 à 56,4 20 à 500 < 30 (2) LHVP-LHSP B Paris 3,5 25 5, Atmosf air ERP Bourgogne Mairie 16,8 (P) à 19,1 (E) 0,6 (E) à 1,3 (P) 2,1 (P) à 3,4 (E) 0,4 (E) à 0,5 (P) 2,0 (E) à 35,2 (P) 17,8 (P) à 41,6 (E) 9,1 (E) à 17,8 (P) - Bar 52,5 (P) à 68,4 (E) 1,9 (E) à 7,6 (P) 9,7 (E) à 21, (P) 1,7 (E) à 4,3 (P) 7,4 (E) à 16,6 (P) 21,8 (E) à 44,4 (P) 16,1 (E) à 71,3 (P) - Salle de sport 13,2 (P) à 17 (E) 0,7 (E) à 1,5 (P) 3,2 (E) à 5,8 (P) 0,7 (E) à 1,4 (P) 3,2 (E) à 4,5 (P) 6,7 (E) à 10,6 (P) 3,2 (E) à 5,7 (P) MJC 9,3 (P) 0,5 (E) à 1,3 (P) 5,0 (P) à 7,0 (E) 0,7 (E) à 2,4 (P) 3,1 (E) à 12,0 (P) 12,2 (P) à 12,7 (E) 3,6 (E) à 7,9 (P) Cafétéria 36,0 à 41,3 (E) Cinéma (salles) 19 (E) à 35,1 (P) 0,6 (E) à 1,9 (P) 2,8 (E) à 4,4 (P) 0,6 (E) à 1,4 (P) 2,2 (E) à 5,5 (P) 10,6 (P) à 32,8 (E) 6,9 (E) à 9,6 (P) Atmosf air T Bourgogne Habitacle voiture 21,2 (P) à 43 (E) 1,3 (E) à 3,8 (P) 11,0 (E) à 20,8 (H) 1,5 (E) à 5,1 (P) 7,1 (E) à 23,6 (P) 7,3 (E) à 14,3 (P) 10,3 (E) à 99,1 (P) OQAI pilote campagne H 1,8 15,6 2 4, * H = Habitat C = crèches E = écoles B = immeubles de bureaux ERP = établissement recevant du public T = moyens de transports (1) résultats préliminaires (2) concentrations en "poussières" Rapport final VNC-CSTB. 59

60 Annexe 6 : Propositions visant à renforcer la surveillance des expositions et des risques associés à l inhalation de radon [InVS, 2003] Le groupe d expertise de l Institut de Veille Sanitaire chargé par la Direction générale de la santé de réfléchir aux améliorations à apporter à la surveillance des expositions au radon par inhalation en population générale recommande la constitution d un système de surveillance qui devra répondre aux objectifs suivants : connaître et suivre l évolution des expositions au radon et des risques associés afin de permettre : de quantifier et surveiller l impact sanitaire en France et selon les régions, d identifier les populations cibles prioritaires en termes de risques liés au radon (en matière d exposition et/ou de niveau de risque de cancer du poumon), d orienter les politiques de santé publique quant au radon, de faciliter la réalisation des études épidémiologiques ; pouvoir détecter l apparition d un nouveau facteur pouvant modifier les expositions au radon ou l impact associé afin d adapter les recherches ou les mesures de surveillance et de gestion des risques ; suivre spécifiquement l efficacité des mesures de gestion des risques. Pour atteindre ces objectifs, le groupe de travail considère qu il faut renforcer les actions existantes en : complétant les mesures de radon existantes par des mesures de qualité. Pour cela, le groupe de travail recommande que : des mesures complémentaires de radon soient effectuées dans les bâtiments français pour mieux caractériser la distribution des expositions ; priorité soit donnée aux bâtiments résidentiels ; soit fait le point des méthodologies et des informations disponibles pour identifier les zones à fort potentiel radon afin d optimiser les réalisations des mesures. Afin de renforcer la qualité de l information apportée par les mesures, il recommande que : soit rendue obligatoire l application des normes AFNOR pour la mesure du radon ; les mesures soient géocodées ; des mesures visant à caractériser la distribution du radon dans les bâtiments soient réalisées régulièrement pour tenir compte des évolutions. mettant en place un système de centralisation et de suivi des informations : l objectif à terme est d obtenir un système d information et de suivi multidisciplinaire et permanent. Pour cela, le groupe de travail recommande que les organismes qui sont en charge du recueil des mesures du radon veillent à assurer la centralisation et l informatisation des données. Pour mener à bien cette centralisation et permettre la valorisation de ces données, il recommande que : soient analysées les conditions juridiques de recueil de l information produite, de sa centralisation et de son informatisation d une part, de propriété des informations et de leur mise à disposition de tiers d autre part ; soit créé un comité technique inter-organismes ayant pour mission la mise en cohérence des informations apportées par les différentes bases de données ; soit constitué un comité directeur chargé de définir les règles et objectifs de partage de l information. Enfin, afin d orienter et de suivre les politiques publiques, le groupe de travail recommande : de définir des indicateurs pertinents permettant de mesurer l atteinte des objectifs des politiques publiques et d en intégrer une partie dans les bases de données. poursuivant les recherches scientifiques : les connaissances actuelles sont suffisantes pour justifier la mise en place d actions pour gérer le risque lié à l exposition domestique au radon. Cependant, il est important de poursuivre les recherches sur le radon afin d apporter des connaissances pour améliorer la prévention du risque radon (adaptation de la surveillance et des mesures de gestion). Aussi, le groupe de travail recommande : un ciblage des recherches sur les effets des expositions au radon durant l enfance ; le lancement de recherches sur des sensibilités particulières de certaines populations aux effets des rayonnements alpha et sur les moyens de les identifier ; la réalisation de recherches poussées pour mieux connaître les formes de l interaction entre le tabac et le radon ; Rapport final VNC-CSTB. 60

61 l intégration d estimations des expositions cumulées au radon lors de la réalisation des futures études épidémiologiques sur les relations entre cancer du poumon et facteurs de risque ; la poursuite des recherches en évaluation des risques pour affiner les méthodes de caractérisation des risques au niveau régional ou local ; la poursuite des recherches pour identifier et définir les zones prioritaires quant au mesurage ; le renforcement des recherches sur l influence des caractéristiques du bâtiment sur les niveaux de radon ; le lancement de recherches appliquées sur la perception des risques, les attitudes et les comportements adoptés par les différents acteurs à l égard du radon et de sa gestion. assurant et facilitant le partage d une veille scientifique et technique : une bonne connaissance de l avancement de la recherche scientifique et de l expertise technique est un des éléments indispensables pour permettre aux experts de la surveillance de sélectionner et structurer les outils nécessaires, de motiver les acteurs du système pour le recueil des informations pertinentes, et d apporter une information utile aux différents acteurs de la gestion des risques. Pour répondre à cet objectif, le groupe de travail propose : que les différents organismes étudient les modalités de mise en commun des différentes activités de veille scientifique de façon à pouvoir les mettre à disposition de ceux qui en ont besoin ; que soit utilisée comme outil la parution régulière, chaque fois sur un thème différent sélectionné par un comité scientifique et d experts, d une synthèse critique des publications concernant les recherches sur les expositions au radon, ses effets sur la santé ou les déterminants de la gestion de ce risque. renforçant les compétences sur le terrain, la formation et l information des acteurs : les campagnes de mesure du radon, comme les travaux de réduction des niveaux de radon entrepris, nécessitent la mise à contribution de différentes compétences provenant de différents organismes et d acteurs locaux. Pour sensibiliser les différents acteurs au risque radon, le groupe de travail recommande : la tenue de séminaires de sensibilisation locaux ; l apport d une information adaptée aux populations cibles ; l apport d une information rendue accessible aux acteurs soit sous forme synthétique, soit sous une forme permettant la réalisation d analyses locales. Pour former les acteurs sur les risques liés au radon, son mesurage, sa gestion et sa surveillance, le groupe de travail propose : la poursuite des actions déjà lancées dans ce sens par l IRSN, la DGS, l InVS, ou l ENSP, de manière renforcée et élargie à d autres partenaires ; la réalisation d un guide méthodologique pour la caractérisation des risques au niveau local afin de permettre de mieux maîtriser les méthodes employées et de présenter l intérêt et les limites des résultats ainsi que l accès aux sources d informations complémentaires nécessaires. Rapport final VNC-CSTB. 61