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# Mise au point d'un indicateur d'impact sanitaire chronique des émissions de polluants

Véronique Lepicier, Mireille Chiron, Robert Joumard

► To cite this version:

Véronique Lepicier, Mireille Chiron, Robert Joumard. Mise au point d'un indicateur d'impact sanitaire chronique des émissions de polluants. INRETS. pp.224, 2012. hal-00639415v2

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Submitted on 10 Dec 2013

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Véronique LEPICIER

Mireille CHIRON

Robert JOUMARD

# Mise au point d'un indicateur d'impact sanitaire chronique des émissions de polluants

Rapport IFSTTAR-LTE1101

Juillet 2012
<figure><img src="image_3.png" /></figure>
Véronique LEPICIER

Mireille CHIRON

Robert JOUMARD

# Mise au point d'un indicateur d'impact sanitaire chronique des émissions de polluants

Rapport IFSTTAR-LTE1101

Juillet 2012
## Auteurs :

**Véronique LEPICIER**
ex-Ingénieur de Recherche
IFSTTAR-LTE,
25 avenue François Mitterrand, case 24, 69500 Bron

**Mireille CHIRON**
ex-Directrice de Recherche, retraitée
IFSTTAR-UMRESTTE
25 avenue François Mitterrand, case 24, 69500 Bron

**Robert JOUMARD**
Directeur de Recherche émérite
IFSTTAR-LTE,
25 avenue François Mitterrand, case 24, 69500 Bron
robert.joumard@laposte.net

## Remerciements

Nous remercions les participants du projet EvalPDU pour leur contribution lors des présentations de ce travail.

Plus particulièrement, nous souhaitons remercier Patrice Mestayer pour ses conseils et sa participation au sujet de la dispersion des polluants.

Nous sommes reconnaissants à Thierry Schmidt d'Air Pays de la Loire pour son aide et ses réponses rapides à nos questions.

Merci à nos collègues du LTE pour l'intérêt qu'ils ont porté à ce travail et à Eugénie Brutti-Mairesse pour son aide.
# Fiche bibliographique

<table><tr><td>1 UR (1<sup>er</sup> auteur)<br/>LTE, Laboratoire Transports et Environnement</td><td>2 Projet n°<br/>Eval PDU</td><td>3 Rapport IFSTTAR n°<br/>LTE 1101</td></tr><tr><td colspan="3">4 Titre<br/>Mise au point d'un indicateur d'impact sanitaire chronique des émissions de polluants</td></tr><tr><td>5 Sous-titre</td><td colspan="2">6 Langue<br/>Français</td></tr><tr><td>7 Auteur(s)<br/>Véronique LEPICIER, Mireille CHIRON et Robert JOUMARD</td><td colspan="2">8 Rattachement ext.</td></tr><tr><td>9 Nom adresse financeur, co-éditeur<br/>ANR- Agence Nationale de la Recherche<br/>212, rue de Bercy<br/>75012 Paris</td><td colspan="2">10 N° contrats, conv.<br/>ANR-08-VILL-005<br/>11 Date de publication<br/>Juillet 2012</td></tr><tr><td colspan="3">12 Remarques</td></tr><tr><td colspan="3">13 Résumé</td></tr><tr><td colspan="3">Ce travail vise à élaborer un indicateur des impacts sanitaires de la pollution atmosphérique liée au trafic, basé sur les émissions des véhicules. Pour cela, une revue bibliographique a été réalisée pour identifier les actuels indicateurs et méthodes d'évaluation des risques sanitaires liés à l'environnement, et plus particulièrement ceux liés à la pollution atmosphérique.</td></tr><tr><td colspan="3">Dans un premier temps, nous définissons les différentes notions fondamentales relatives à la pollution atmosphérique liée au trafic et à ses impacts sur la santé, ainsi que la notion d'indicateur. Nous présentons en outre les critères d'évaluation des indicateurs.</td></tr><tr><td colspan="3">La synthèse bibliographique traite d'une part des méthodes d'évaluations (évaluation des risques sanitaires, évaluation des impacts sanitaires de la pollution atmosphérique urbaine, analyse du cycle de vie...), et d'autre part des méthodes d'agrégation des impacts sanitaires (masse équivalente de substance, années de vie ajustées sur les incapacités...).</td></tr><tr><td colspan="3">Enfin, après avoir évalué dans quelle mesure ces méthodes sont applicables à la pollution atmosphérique liée au trafic, nous proposons un indicateur des impacts sanitaires chroniques des émissions de polluants (IISCEP). Il correspond aux émissions des polluants pondérées par un facteur de toxicité propre à chaque substance et par un facteur prenant en compte la dispersion et l'exposition des personnes. Cet indicateur se limite aux effets sanitaires directs chroniques par inhalation. Nous proposons une liste des substances qui peuvent être prises en compte grâce à la disponibilité des données les concernant. Deux exemples illustrent l'application de l'indicateur d'impact sanitaire : l'évaluation de différents scénarios du plan de déplacement urbain (PDU) de Nantes Métropole et la comparaison de deux types de carburants des véhicules particuliers (essence et gazole).</td></tr><tr><td>14 Mots clés<br/>impact sanitaire, pollution atmosphérique, indicateur, méthode, PDU, carburants, émissions</td><td colspan="2">15 Diffusion<br/>Libre<br/>IFSTTAR/RR/10-587-FRA</td></tr><tr><td>16 Nombre de pages<br/>224 pages</td><td>17 Prix<br/>Gratuit</td><td>18 Confidentiel<br/>0</td><td>19 Bibliographie<br/>oui</td></tr></table>
Publication data form

<table><tr><td>1 UR (1st author)<br/>LTE, Transport and Environment Laboratory</td><td>2 Project n°<br/>Eval PDU</td><td>3 IFSTTAR report n°<br/>LTE 1023</td></tr><tr><td colspan="3">4 Title<br/>Developing an indicator of chronic health impact assessment of traffic-related air pollution</td></tr><tr><td>5 Subtitle</td><td colspan="2">6 Language<br/>French</td></tr><tr><td>7 Author(s)<br/>Véronique LEPICIER, Mireille CHIRON and Robert JOUMARD</td><td colspan="2">8 Affiliation</td></tr><tr><td>9 Sponsor, co-editor, name and address<br/>ANR - National Research Agency<br/>212, rue de Bercy<br/>75012 Paris, France</td><td colspan="2">10 Contract, conv. n°<br/>ANR-08-VILL-005<br/>11 Publication date<br/>July 2012</td></tr><tr><td colspan="3">12 Notes</td></tr><tr><td colspan="3">13 Summary<br/>This work aims at defining a health impact indicator related to traffic air pollution, from the pollutants emissions.<br/>Firstly, the various indicators and health risk assessment methodologies, such as Health Risk Assessment, Health Impact Assessment of Urban Air Pollution or Life Cycle Assessment, have been reviewed. Then we deal with the aggregation of the different health impacts.<br/>In a second time, we draw the conclusion from the previous literature review in order to define a health impact indicator based on the traffic emissions, named IISCEP for Chronic Health Impact Indicator of Pollutants Emission. Here, health is understood in a restricted meaning, excluding well-being. Only primary pollutants can be considered, as the inputs are emission data and an indicator must be simple. The indicator is calculated as the sum of each pollutant emission multiplied by a dispersion and exposition factor and a substance specific toxicity factor. It is limited to chronic direct health impact via inhalation of pollutants. We suggest also a list of pollutants that should be considered because of their availability, their high toxicity or their level of emission.<br/>Two examples illustrate the applicability of the indicator in different situations: first for assessing the impact of an urban mobility plan on the health linked to air pollution, and then for the comparison of two fuel exhausts (diesel fuel and petrol).</td></tr><tr><td colspan="2">Key-words:<br/>Health impact, indicator, air pollution, traffic emissions</td><td>15 Distribution statement<br/>free</td></tr><tr><td>16 Nb of pages<br/>224 pages</td><td>17 Price<br/>Free</td><td>18 Declassification date<br/>-</td><td>19 Bibliography<br/>yes</td></tr></table>
Table des matières

LISTE DES ACRONYMES 1

1. INTRODUCTION 5

2. INDICATEURS 7

2.1. Définitions 7

2.1.1. Généralités sur les indicateurs 7

2.1.2. Indicateurs d'impact environnemental 8

2.1.3. Indicateurs dans le domaine de la santé 9

2.2. Critères de sélection 10

3. DES EMISSIONS ATMOSPHERIQUES DES TRANSPORTS A LEURS EFFETS SUR LA SANTE 13

3.1. Emissions et transports 13

3.1.1. Définitions de la pollution atmosphérique 13

3.1.2. Suivi et évolution de la pollution atmosphérique 15

3.1.3. Pollution atmosphérique liée aux transports et pollution urbaine 19

3.2. Chaîne de causalité 21

3.2.1. Principes et détermination de la chaîne de causalité d'impact sanitaire 21

3.2.2. Description de la chaîne de causalité « Effets sanitaires directs restreints* de la pollution atmosphérique » 24

3.3. Effets sur la santé 27

3.3.1. Effets d'une substance sur la santé 27

3.3.2. Effets de plusieurs substances 29

3.3.3. Notions à la base de la caractérisation des impacts sanitaires 30

3.3.4. Pollution atmosphérique et santé 34

3.3.5. Épidémiologie et toxicologie 38

4. EVALUATION DES IMPACTS SANITAIRES DE LA POLLUTION DE L'AIR 41

4.1. Indicateurs de la pollution de l'air à visée sanitaire existants 41

4.1.1. Indicateur de qualité de l'air : exemple de l'indice ATMO 41

4.1.2. Indicateur d'exposition prenant en compte la population : exemple de l'Indice Pollution Population - IPP 42

4.2. Méthodes d'évaluation des impacts sanitaires 46

4.2.1. Evaluation des risques sanitaires (ERS) 46

4.2.2. Évaluation des impacts sanitaires (EIS) de la pollution atmosphérique : évènements attribuables 52

4.2.3. Potentiels de toxicité 59

4.3. Méthodes d'agrégation des effets sanitaires 78

4.3.1. Catégories d'effets 78

4.3.2. Quantité équivalente de substances 80

4.3.3. Années de vie ajustées sur les incapacités 87

4.3.4. Approche socio-économique 98

4.3.5. Bilan 106

4.4. Application à la pollution atmosphérique routière 106

4.4.1. Démarches suivies dans le volet « air et santé » des études d'impact des infrastructures routières 106

4.4.2. Application d'une « évaluation des impacts sanitaires » (EIS) à un PDU 112

4.4.3. Synthèse de l'applicabilité des méthodes étudiées 114

5. PROPOSITION D'UN INDICATEUR D'IMPACT SANITAIRE : L'IISCEP 117

5.1. Définition de l'indicateur souhaité 117

5.2. Bilan de la revue bibliographique 119

5.2.1. Démarche et forme générale 119
<table><tbody><tr><td>5.2.2.</td><td>Calcul des émissions et facteurs</td><td>120</td></tr><tr><td>5.2.3.</td><td>Informations complémentaires</td><td>121</td></tr><tr><td>5.3.</td><td>Construction de l'IISCEP</td><td>121</td></tr><tr><td>5.3.1.</td><td>Émissions</td><td>121</td></tr><tr><td>5.3.2.</td><td>Prise en compte de la dispersion</td><td>122</td></tr><tr><td>5.3.3.</td><td>Prise en compte de la population exposée</td><td>123</td></tr><tr><td>5.3.4.</td><td>Toxicité</td><td>125</td></tr><tr><td>5.3.5.</td><td>Indicateur proposé et domaines de validité</td><td>131</td></tr><tr><td>5.3.6.</td><td>Substances à prendre en compte dans l'indicateur</td><td>132</td></tr><tr><td><b>6.</b></td><td><b>APPLICATIONS ET EVALUATION DE L'INDICATEUR</b></td><td><b>137</b></td></tr><tr><td>6.1.</td><td>Comparaison des émissions des véhicules essence et gasoil</td><td>137</td></tr><tr><td>6.2.</td><td>Évaluation du plan de déplacement urbain de Nantes Métropole</td><td>143</td></tr><tr><td>6.2.1.</td><td>Contexte</td><td>144</td></tr><tr><td>6.2.2.</td><td>Méthode</td><td>148</td></tr><tr><td>6.2.3.</td><td>Résultat et interprétation</td><td>149</td></tr><tr><td>6.2.4.</td><td>Bilan pour une application au PDU</td><td>154</td></tr><tr><td>6.3.</td><td>Evaluation de l'indicateur</td><td>157</td></tr><tr><td>6.3.1.</td><td>Test de la sensibilité de l'indicateur au facteur de toxicité</td><td>157</td></tr><tr><td>6.3.2.</td><td>Application des critères d'évaluation à l'IISCEP</td><td>160</td></tr><tr><td>6.3.3.</td><td>Limites de l'IISCEP et choix réalisés dans sa conception</td><td>164</td></tr><tr><td>6.3.4.</td><td>Utilisation et données modifiables</td><td>165</td></tr><tr><td><b>7.</b></td><td><b>CONCLUSION</b></td><td><b>167</b></td></tr><tr><td><b>ANNEXES</b></td><td></td><td><b>169</b></td></tr><tr><td><b>LISTE DES FIGURES</b></td><td></td><td><b>211</b></td></tr><tr><td><b>LISTE DES TABLEAUX</b></td><td></td><td><b>212</b></td></tr><tr><td><b>BIBLIOGRAPHIE</b></td><td></td><td><b>215</b></td></tr></tbody></table>
## Liste des acronymes

**AASQA :** Association Agréée pour la Surveillance de la Qualité de l'Air

**ACV :** Analyse du cycle de vie

**ADEME :** Agence de l'Environnement et de la Maîtrise de l'Energie

**AEVP :** Années espérées de vie perdues

**AFSSET :** Agence Française de Sécurité Sanitaire de l'Environnement et du Travail

**APHEIS :** Air Pollution and Health: A European Information System

**APVP:** Années potentielles de vie perdues

**ASVP:** Années standards de vie perdues

**ATSDR :** Agency for Toxic Substances and Disease Registry (Etats-Unis)

**AVAI :** Années de vie ajustées sur les incapacités (DALY : Disability Adjusted Life Year)

**AVP :** Année de vie perdue (YLL : Year of Life Lost)

**BaP :** Benzo[a]pyrène

**BDQA :** Banque de données de la qualité de l'air

**BMD/C :** Benchmark dose / concentration

**CAA :** Consentement à accepter

**CAP :** Consentement à payer

**CETE :** Centre d'études techniques de l'équipement

**CERTU :** Centre d'étude sur les réseaux, les transports, l'urbanisme et les constructions publiques

**CI :** Concentration inhalée

**CIRC :** Centre International de Recherche sur le Cancer (ou IARC : International Agency for Research on Cancer)

**Cire :** Cellule InterRégionale d'Epidémiologie

**Citepa :** Centre Interprofessionnel Technique d'Etudes de la Pollution Atmosphérique

**CO :** Monoxyde de carbone

**CO₂ :** Dioxyde de carbone

**COV :** Composés organiques volatils
COVNM : Composés organiques volatils non méthaniques

Cu : Cuivre

DJA : Dose journalière admissible

DJT/TDI : Dose journalière tolérable

DRASS : Direction Régionale des Affaires Sanitaires et Sociales

DRIRE : Direction Régionale de l'Industrie, de la Recherche et de l'Environnement

ED50 : Dose efficace pour 50 % des individus exposés

EEA : Agence Européenne de l'Environnement (European Environmental Agency)

EIS : Évaluation des impacts sanitaires

ENHIS : European Environment and Health Information System

EQRS : Évaluation quantitative des risques sanitaires

ERI : Excès de risque individuel

ERS : Évaluation des risques sanitaires

ERU : Excès de risque unitaire

FC : Facteur de caractérisation

FE : Facteur d'effet

GBD : Fardeau mondial des maladies (Global Burden of Disease)

GV : Valeur guide

HAP : Hydrocarbures aromatiques polycycliques

HCB : Hexachlorobenzène

HFC : Hydrofluorocarbures

HI : Indice de risque (Hazard Index)

HTP : Potentiel de toxicité humaine (Human toxic potency)

ICPE : Installation classée pour l'environnement

iF : Fraction exposante (Intake fraction)

Ifen : Institut français de l'Environnement

IGN : Institut géographique national

IISCEP : Indicateur d'impact sanitaire chronique des émissions de polluants

Ineris : Institut National de l'Environnement Industriel et des Risques

INRS : Institut National de Recherche et de Sécurité
INSEE : Institut national de la statistique et des études économiques

InVS : Institut de Veille Sanitaire

IPP : Indice Pollution - Population

IRIS (base) : Integrated Risk Information System

IRIS : Ilots Regroupés pour des Indicateurs Statistiques

ISO : Organisme international de normalisation

LAURE : Loi sur l'Air et l'Utilisation Rationnelle de l'Energie

LOEL : Lowest Observed Effect Level (dose la plus faible ayant un effet)

MCM : Méthode du coût marchand

MRL : Niveau de risque minimum (Minimum Risk Level)

NO(A)EL : No Observed (Adverse) Effect Level (Dose Sans Effet Observé)

NOₓ : Oxyde d'azote

O₃ : Ozone

OCDE : Organisation de Coopération et de Développement Economiques

OEHHA : Office of Environmental Health Hazard Assessment (Département de l'agence californienne de protection de l'environnement (Cal/EPA))

OMS : Organisation Mondiale de la Santé (WHO : World Health Organization))

OPERSEI : Observatoire des pratiques de l'évaluation des risques sanitaires dans les études d'impact

ORS : Observatoire Régional de la Santé

PCB : Polychlorobiphényles

Pb : Plomb

PDU : Plan de Déplacement Urbain

PEV : Perte d'espérance de vie

PI : Poids d'incapacité

PIB : Produit intérieur brut

PM : Particules fines (de diamètre inférieur à 10 µm pour les PM10, à 2,5 µm pour les PM2,5 et à 1 µm pour les PM1)

PODI : Indice du point de départ (Point of Departure Index)

PPA : Plan de Protection de l'Atmosphère
PRQA : Plan Régional pour la Qualité de l'Air

PTO : Technique de compromis de personnes (Person trade-off)

QD : Quotient de danger

REL : Niveau d'exposition orale de référence (Oral reference exposure level)

RfD / RfC : Dose / concentration de référence (Reference Dose / Concentration)

RIVM : RijksInstituut voor Volksgesondheid en Milieu (Institut national des Pays-Bas pour la Santé Publique et l'Environnement)

RPF : Facteurs de potentiel relatif (Relative Potency Factors)

SG : Standard gamble

SIG : Système d'information géographique

SOeS : Service d'Observation et des Statistiques (ex-Ifen)

TCA : Concentration tolérable dans l'air

TEF : Facteur d'équivalence toxique (Toxic Equivalent Factor)

TEQ : Quantité toxique équivalente (Toxic equivalent quantity)

TSP : Particules totales

TTO : Technique des compromis de temps (Time trade-off)

TUS : Somme des unités toxiques (Toxic Unit Summation)

UNEP : Programme des Nations-Unies pour l'Environnement

US EPA : United States Environmental Protection Agency (Agence de Protection de l'Environnement des Etats-Unis)

VAS : Echelle visuelle analogique (Visual analogue scale)

VAV : Valeur d'une année de vie

VVS : Valeur de la vie statistique

VTR : Valeur Toxicologique de Référence
# 1. Introduction

Ce travail a été réalisé dans le cadre du projet Eval PDU, lancé en 2008 pour une durée de 3 ans. Celui-ci cherche à évaluer les impacts environnementaux d'un plan de déplacement urbain (PDU) et leurs conséquences socio-économiques. Son objectif consiste à construire une méthodologie d'évaluation des impacts environnementaux des PDU, en s'appuyant sur la situation de Nantes Métropole, pour son PDU qui touche à sa fin (2000-2010) et pour le prochain (2011-2020). L'approche retenue repose sur des simulations numériques pluri-factorielles (qualité de l'air, bruit, consommation énergétique, émission de gaz à effet de serre) représentatives d'un jeu de scénarios alternatifs (avant/après, avec/sans) rendant compte des changements dans les déplacements générés par le PDU. Ces simulations des impacts environnementaux sont alimentées en données de trafic (notamment automobile, paramètre clé des enjeux environnementaux précités) par une modélisation multimodale des déplacements. La modélisation des interactions avec la structure urbaine conduit ensuite à l'évaluation et à la cartographie des concentrations et des expositions aux polluants. Une structure analogue est utilisée pour l'exposition au bruit. En aval, l'évaluation des conséquences socio-économiques de ces simulations alternatives doit aider à produire des indicateurs synthétiques de l'intérêt des actions du PDU sur le plan environnemental. Ce travail s'attache enfin à l'évaluation des impacts par indicateurs composites, plus spécifiquement pour les impacts sanitaires de la pollution atmosphérique.

Les transports routiers sont à l'origine de l'émission dans l'air d'un grand nombre de substances potentiellement toxiques pour l'homme. Ceci est particulièrement marqué en milieu urbain, où le trafic est à l'origine d'une part importante des émissions polluantes et où les densités de population sont les plus élevées. Même si les risques individuels moyens pour la santé liés à ces polluants sont faibles, un nombre très important de personnes est exposé et l'impact sanitaire de ces émissions peut être conséquent. De nombreux travaux se sont penchés sur cette question, afin de caractériser ces risques.

Il est essentiel d'évaluer la qualité de l'air et ses impacts, notamment sur la santé. Cette évaluation peut être absolue ou relative, en ne permettant que de comparer et de classer les différentes situations.

Différents types d'actions peuvent influencer la pollution et les impacts sanitaires qui en résultent. Pour les évaluer ex-ante et les comparer, il est utile de disposer de méthodologies permettant de comparer différents scénarii en termes de conséquences sur l'environnement et sur la santé. Parmi ces outils, les indicateurs d'impact permettent de synthétiser différentes données de manière très simplifiée et plus rapide qu'en ayant recours à des modélisations plus complètes.
Le premier objectif de ce rapport consiste à faire le point sur les méthodes d'évaluation des impacts sanitaires et, plus particulièrement, sur celles concernant la pollution atmosphérique liée aux transports. Ceci constituera la base de travail pour remplir le second objectif, qui correspond à l'élaboration d'un ou de plusieurs indicateurs d'impact sanitaire de la pollution atmosphérique liée au trafic à partir des émissions. Cet indicateur d'impact sanitaire devra être applicable à la fois à l'évaluation de programmes, tels que les plans de déplacement urbain, et à celle d'innovations techniques (motorisation des véhicules, carburants...).

La première partie du rapport (chapitres 2 et 3) décrit ainsi le processus allant des émissions des véhicules à leur impact sur la santé. Des notions de base sur la pollution atmosphérique, la santé environnementale et les impacts sanitaires des émissions seront abordées, ainsi que la chaîne de causalité reliant ces éléments. Cet aspect est essentiel pour s'affranchir du maximum de paramètres et bien prendre en compte les principaux d'entre eux.

Dans un second temps (chapitre 4), nous étudions les différents moyens utilisés pour évaluer les impacts sanitaires et en particulier ceux de la pollution atmosphérique. Nous examinons les différents types d'indicateur existants et leurs critères de sélection. Ensuite, nous étudions les principales méthodes utilisées pour évaluer et agréger les impacts sanitaires.

Pour finir, nous étudions les possibilités de construction d'indicateurs d'impact sanitaire pertinents à partir des émissions des véhicules. Nous proposons un indicateur, nommé IISCEP pour indicateur d'impact sanitaire chronique de l'émission de polluants, défini et évalué en fonction des attentes et des qualités souhaitées. L'étude de la littérature et des réalités biologiques et physico-chimiques met en évidence que l'indicateur aura cependant certaines limites. Il s'agit concrètement d'un indicateur des impacts sanitaires restreints directs chroniques de la pollution atmosphérique liée aux transports, calculable à partir des émissions.
## 2. Indicateurs

Le processus d'élaboration d'indicateurs peut être divisé en plusieurs étapes :

* Détermination des besoins des destinataires de l'indicateur ;

* Proposition d'indicateurs ;

* Définition d'une liste de critères d'évaluation de ces indicateurs ;

* Evaluation des indicateurs (scores par critère et totaux) ;

* Conclusion : indicateurs sélectionnés ou non.

### 2.1. Définitions

#### 2.1.1. Généralités sur les indicateurs

Les informations suivantes proviennent du travail de synthèse sur les indicateurs mené par l'action COST 356 « Indicators of environmental sustainability in transport » (Gudmundsson et al., 2010a).

De nombreuses définitions du terme « indicateur » ont été proposées, se différenciant selon les objectifs de leurs auteurs. Quatre catégories de définitions ont pu être identifiées dans la littérature :

* Marqueur (ou sentinelle) de la présence ou de l'absence de quelque chose (par exemple, espèce indicatrice en écologie ou en chimie) ;

* Outil de mesure indiquant les variations de paramètres importants du phénomène suivi (par exemple l'évolution de la concentration ambiante d'une substance spécifique à une source d'émission) ;

* Outil d'aide à la décision, permettant la prise d'actions (exemple : l'atteinte d'un seuil d'alerte et d'action par la concentration d'une substance) ;

* Combinaison des précédentes catégories (par exemple une valeur décrivant l'état de l'environnement et permettant la prise de décision).

La notion essentielle à la base des indicateurs est la représentation : un indicateur doit représenter quelque chose de manière appropriée et simplifiée. Trois éléments sont ainsi connectés : ce que l'on veut représenter, ce qu'on utilise pour le représenter et le domaine d'utilisation pour lequel la représentation est valide et acceptable. Le lien entre le phénomène et son indicateur peut être plus ou moins fort (selon le cas, l'indicateur peut « déterminer » quelque chose, le « suggérer » ou encore donner une indication dessus).
Les indicateurs peuvent remplir deux types de fonctions : une fonction de mesure de la réalité (description, simplification, agrégation, prédiction, évaluation...) et une fonction d'aide à la décision, qui représente le contexte de décision.

* La fonction de mesure est caractérisée par les réponses aux trois questions suivantes : qu'est-ce qu'on mesure (quel impact, quelle activité) ? Pourquoi, quels sont les objectifs ? Et comment mesure-t-on cela (principaux paramètres...) ? Il faut ensuite vérifier si l'outil mesure réellement ce que l'on veut, s'il existe des biais dans les données utilisées et si l'outil peut être appliqué aux conditions étudiées.

* La fonction d'aide à la décision recouvre différents aspects, telles que le support de décisions, l'information sur un aspect du problème étudié ou encore le suivi et l'évaluation d'une action. Six types de fonctions peuvent être déclinées : ciblage (ce qui est important), description (où on va), évaluation (ce qu'on fait), diagnostic (où est le problème), responsabilité (qui est responsable) et apprentissage (comment améliorer).

Un indicateur est ainsi élaboré pour remplir certaines fonctions, qui constituent son domaine de validité. Son degré de représentativité peut être suffisant pour remplir la (ou les) fonction(s) pour laquelle (lesquelles) il a été développé, par exemple pour informer, mais pas pour les autres. Il peut ainsi y avoir des problèmes de sens ou de validité à utiliser un indicateur pour un autre usage que ceux pour lesquels il a été créé, même si cela arrive parfois.

Un **indicateur** peut être défini comme une variable basée sur des mesures représentant un phénomène d'intérêt pour les êtres humains, aussi exactement que possible et nécessaire.

La notion de polluant « indicateur » ou traceur de pollution a été détaillée au paragraphe 3.1.2.

### 2.1.2. Indicateurs d'impact environnemental

Un indicateur d'impact environnemental consiste en une variable basée sur des mesures représentant un impact des activités humaines sur l'environnement (Gudmundsson et al., 2010a).

Dans ce cas, l'indicateur sert à faire le lien entre un facteur et son impact sur l'environnement. Par exemple, pour estimer l'utilisation de ressources non renouvelables pour une activité, il est possible d'utiliser un indicateur basé sur la relation entre la quantité extraite d'une ressource et la quantité totale estimée, ou encore un indicateur basé sur les conséquences futures de l'extraction.
### 2.1.3. Indicateurs dans le domaine de la santé

La notion d'indicateur sanitaire sera développée dans un premier temps, avant celle d'indicateur d'impact sanitaire.

#### 2.1.3.1. Indicateur sanitaire

Dans le domaine sanitaire et dans celui de la santé-environnement, le terme « indicateur sanitaire » est couramment utilisé pour désigner une occurrence d'évènement de santé (nombre d'admissions hospitalières pour une cause donnée, nombre de décès, pourcentage de personnes développant un cancer du poumon dans une population donnée...).

L'emploi du terme « indicateur sanitaire » peut être discuté si l'on considère qu'il ne représente pas l'état de santé général, mais seulement l'un de ses aspects que l'on étudie, visible et mesurable (mortalité, type de cancer, évènements pour lesquels il y a eu une consultation médicale ...). Ces indicateurs ne sont pas strictement reliés à des conditions environnementales car ils reflètent les conséquences de nombreux facteurs (pathologie sous-jacente, âge, conditions et hygiène de vie, pollution de l'air...). Leurs fluctuations peuvent cependant être corrélées sur une période donnée (heure, journée, années...) avec celles des facteurs de risque intervenant dans le développement de l'évènement sanitaire en question. C'est le principe de la méthode d'évaluation des impacts sanitaires de la pollution atmosphérique urbaine développée au chapitre 3.2, où ces indicateurs sont associés aux concentrations ambiantes de polluants traceurs.

#### 2.1.3.2. Indicateur de l'impact sanitaire d'un facteur

Un indicateur de l'impact sanitaire d'un facteur cherche à évaluer, d'une manière simple, le lien entre ce facteur environnemental et son impact sur la santé.

Il est calculé à partir de données de différents types, sanitaires et environnementales. Celles-ci sont alors organisées pour répondre à la question donnée, ce qui différencie des indicateurs sanitaires définis précédemment, informant uniquement sur un évènement de santé (nombre de décès ou d'hospitalisation liées à un problème respiratoire par exemple), sans chercher de lien avec un facteur explicatif.

Les indicateurs d'impact sanitaire permettent de comparer les évolutions de l'impact sur la santé dans le temps ou entre différents scénarios et d'évaluer les résultats de décisions (plans, programmes...) susceptibles d'affecter la chaîne de causalité de l'impact en question.

L'indicateur que nous cherchons à construire appartient à cette catégorie. Il s'agit d'un indicateur des impacts sanitaires de la pollution de l'air liée au trafic. Son objectif est ainsi de relier la pollution atmosphérique due aux transports à ses impacts sur la santé, comme expliqué plus en détail au paragraphe 5.1.
## 2.2. Critères de sélection

Qu'un ou plusieurs indicateurs soient proposés pour répondre aux objectifs fixés, il faut s'assurer de leur qualité et définir celle-ci selon les attentes. Il est ainsi nécessaire de définir des critères et des méthodes pour évaluer, puis éventuellement choisir, les indicateurs les plus appropriés à la situation. Divers travaux sur ce sujet ont été menés, dans le domaine de l'environnement, du développement durable ou encore de l'évaluations en santé publique.

Le rapport de l'action COST 356 (Joumard et Gudmundsson, 2010) présente une synthèse de la littérature, ainsi qu'un ensemble de critères, généralement structurés en plusieurs catégories. La Figure 1 présente la synthèse des différents travaux étudiés dans le rapport.

Chacune de ces trois catégories de critères correspond à une des approches qui sont combinées pour construire des indicateurs (meilleurs indicateurs d'un point de vue scientifique, indicateurs pouvant être construits avec les données disponibles et indicateurs développés pour répondre à une question).

<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>Figure 1 : Niveaux de classement et principaux critères d'évaluation des indicateurs (Gudmundsson et al., 2010b)</figcaption></figure>

L'importance de bien définir chacun des critères est à souligner. En effet, ceci permet une meilleure compréhension de l'évaluation des indicateurs, en garantissant que tout le monde comprenne la même chose sous un même item. Cela permet en outre d'éviter les recoupements entre les critères. Par exemple, la représentativité d'un indicateur contient, entre autres, des notions de validité, de fiabilité et de sensibilité. Ainsi, en définissant les critères, on opère également une sélection, de manière à ce que les notions essentielles pour l'évaluation soient bien présentes mais en limitant le nombre de critères.
Le Tableau 1 illustre les 10 critères d'évaluation des indicateurs sélectionnés lors de l'action COST sur les indicateurs d'impact environnemental des transports.

<table><caption>Tableau 1 : Définition des 10 critères d'évaluation et de sélection des indicateurs d'impacts environnementaux pour les transports (Gudmundsson et al., 2010b)</caption><thead><tr><th></th><th>Critère</th><th>Définition</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">REPRÉSENTATIVITÉ</td><td>Validité</td><td>Un indicateur valide doit effectivement mesurer le problème ou le facteur qu'il est supposé mesurer (OMS).</td></tr><tr><td>Reproductibilité (fiabilité)</td><td>Un indicateur reproductible doit donner la même valeur si on répète sa mesure de la même manière, dans la même population et presque au même moment (OMS).</td></tr><tr><td>Sensibilité pour le transport</td><td>Un indicateur sensible doit pouvoir révéler des changements importants du facteur d'intérêt (OMS).</td></tr><tr><td rowspan="3">OPÉRATIONNALITÉ</td><td>Mesurabilité</td><td>Un indicateur mesurable devrait être simple et relativement peu coûteux à mesurer (Dale and Beyeler).</td></tr><tr><td>Disponibilité des données</td><td>Un indicateur dont les données sont disponibles est basé sur des données d'entrée facilement accessibles ou rendues accessibles à un coût et dans un temps acceptables (OCDE*).</td></tr><tr><td>Ethique</td><td>Un indicateur doit respecter les droits de l'homme fondamentaux et n'exiger que des données compatibles avec la morale, les croyances ou les valeurs de la population (OMS).</td></tr><tr><td rowspan="4">AIDE À LA DECISION</td><td>Transparence</td><td>Un indicateur transparent doit pouvoir être compris et reproduit par les utilisateurs ciblés.</td></tr><tr><td>Interprétabilité</td><td>Un indicateur interprétable peut être compris de manière intuitive et non ambiguë.</td></tr><tr><td>Pertinence (Lien avec un objectif)</td><td>Un indicateur pertinent doit mesurer la performance en fonction des objectifs, cibles ou seuils énoncés.</td></tr><tr><td>Lien avec une décision (Levier d'action)</td><td>Un indicateur pouvant servir de levier d'action mesure les facteurs pouvant être modifiés ou influencés directement grâce à un management ou une initiative.</td></tr></tbody></table>

Ce classement reprend les catégories identifiées à partir de la revue bibliographique. Les critères sélectionnés correspondent à ceux retrouvés le plus fréquemment au cours de la revue bibliographique et qui sont les plus importants pour la fonction de mesure remplie par les indicateurs.

Une fois les critères définis, il faut déterminer une méthode pour encadrer l'évaluation des indicateurs. Il est notamment possible de donner une note à l'indicateur pour chaque critère. Le score total peut alors être comparé à un seuil d'acceptation de l'indicateur (par exemple 14 points sur un total de 20), en dessous duquel on considère que l'indicateur n'est pas assez performant pour être utilisé. Le Tableau 2 montre par exemple la méthode utilisée par Goger (2006b) pour évaluer les indicateurs d'impact environnemental de la pollution atmosphérique des transports à agréger pour avoir un indicateur synthétique. Chaque critère est ici défini par une ou plusieurs question(s), à laquelle les évaluateurs affecteront une note de 0 si l'indicateur ne répond pas à la question, de 1 s'il répond moyennement et de 2 s'il répond bien. Les critères de pertinence, d'acceptabilité et de validité (en gras dans le tableau) sont essentiels pour la sélection et ainsi tout indicateur noté 0 sur un de ces trois critères est éliminé.
<table><caption>Tableau 2 : Méthode d'évaluation des indicateurs (Goger, 2006b)</caption><thead><tr><td>Critères</td><td>Questions relatives à chaque critère</td><td>Note de l'indicateur</td></tr></thead><tbody><tr><td>Pertinence</td><td>- L'indicateur décrit-il un impact caractéristique de la catégorie d'impact ?<br/>- L'indicateur est-il adapté aux finalités opérationnelles et aux finalités de recherches?</td><td>1/2</td></tr><tr><td>Acceptabilité</td><td>- L'indicateur est-il acceptable ou accepté par les utilisateurs ?</td><td>1/2</td></tr><tr><td>Transparence</td><td>- L'indicateur présente t-il les concepts, le formalisme, la métrologie et le résultat d'une manière transparente pour l'utilisateur ?</td><td>1/2</td></tr><tr><td>Compréhensibilité</td><td>- Les concepts, le formalisme, la métrologie et le résultat sont-ils compréhensibles pour l'utilisateur ?</td><td>1/2</td></tr><tr><td>Significance</td><td>- Le formalisme et l'expression du résultat permettent-ils de donner une signification au résultat de l'indicateur ?</td><td>1/2</td></tr><tr><td>Faisabilité</td><td>- La mise en œuvre de l'indicateur est-elle possible compte tenu de la disponibilité et de la qualité des données d'entrée, de la disponibilité d'outils et d'agents adaptés et des moyens financiers ?</td><td>1/2</td></tr><tr><td>Validité</td><td>- Le formalisme général de l'indicateur permet-il de décrire l'impact environnemental retenu ?<br/>- Le facteur d'impact est-il adapté aux caractéristiques spatiales et temporelles de l'impact considéré ?</td><td>1/2</td></tr><tr><td>Robustesse</td><td>- Les résultats de l'indicateur demeurent-ils stables malgré une faible variation des paramètres intrinsèques de l'indicateur ?</td><td>1/2</td></tr><tr><td>Sensibilité</td><td>- Le résultat varie-t-il en fonction d'une faible variation d'un paramètre extrinsèque à l'indicateur ?</td><td>1/2</td></tr><tr><td>Capacité de synthèse</td><td>- L'indicateur donne t-il une information synthétique ?</td><td>1/2</td></tr><tr><td>Adaptabilité</td><td>- L'indicateur peut-il être adaptable à des finalités différentes et/ou des objets différents ?</td><td>1/2</td></tr><tr><td>TOTAL</td><td></td><td>1/22</td></tr></tbody></table>

Une fois proposé un indicateur des impacts sanitaires de la pollution de l'air liée au trafic, il faudra ainsi vérifier s'il est possible d'appliquer une telle méthode à partir des critères cités précédemment (Gudmundsson et al., 2010b). Si ces critères ne s'avèrent pas les plus pertinents, ils seront alors modifiés pour répondre aux attentes particulières pour les impacts sanitaires.
# 3. Des émissions atmosphériques des transports à leurs effets sur la santé

Les polluants émis par les transports impactent l'environnement et la santé humaine. Ce chapitre définit les principaux aspects permettant d'appréhender cette relation. En commençant par les émissions des transports et le suivi de la qualité de l'air, nous détaillerons ensuite la chaîne de causalité reliant celles-ci aux impacts sur la santé, qui seront enfin définis.

## 3.1. Emissions et transports

Les transports sont à l'origine de l'émission de nombreuses substances. Celles-ci participant à différents effets indésirables, tels que les pluies acides ou l'augmentation de l'effet de serre, elles sont suivies et étudiées afin de pouvoir être comprises et maîtrisées.

### 3.1.1. Définitions de la pollution atmosphérique

Il existe de nombreuses définitions de la pollution atmosphérique, parmi lesquelles les deux suivantes :

* Présence dans l'air d'une substance étrangère ou variation importante dans la proportion de ses composants, susceptible de provoquer un effet nocif, compte tenu des connaissances scientifiques du moment, ou de créer une nuisance ou une gêne (Conseil de l'Europe, 1967);

* Introduction par l'homme, directement ou indirectement, dans l'atmosphère et les espaces clos, de substances ayant des conséquences préjudiciables de nature à mettre en danger la santé humaine, à nuire aux ressources biologiques et aux écosystèmes, à influer sur les changements climatiques, à détériorer les biens matériels, à provoquer des nuisances olfactives. (Loi sur l'air et l'utilisation rationnelle de l'énergie (LAURE), 1996).

L'introduction directe de substances, énoncée dans la LAURE, se réfère à la notion de polluant primaire, qui désigne les substances émises par l'homme dans l'atmosphère. Au contraire de la première définition, la seconde exclut les émissions naturelles, comme par exemple celles liées au volcanisme ou aux végétaux, par opposition aux émissions anthropiques (industries, agriculture, transport, résidentiel/tertiaire et transformation d'énergie).

Des nomenclatures ont été définies afin de bien encadrer les travaux d'estimation des
émissions dues aux activités humaines, appelés inventaires des émissions. La première nomenclature d'élaboration des inventaires est la nomenclature SNAP (Selected Nomenclature for Air Pollution), élaborée dans le cadre du programme européen EMEP/CORINAIR dès 1997. La seconde correspond aux nomenclatures d'activité et de restitution, par exemple le format SECTEN. Celui-ci concerne les émissions par secteur d'activité et est utilisé par le Centre Interprofessionnel Technique d'Etudes de la Pollution de l'Air (Citepa) pour faire un inventaire annuel des émissions sectorielles de 28 substances pour la France métropolitaine (Citepa, 2009). Les sources d'émission peuvent être ponctuelles (émissions en masse par unité de temps, par exemple pour les industries), diffuses (émissions en masse par unité de surface et de temps, par exemple pour l'agriculture) ou linéiques (ou linéaires, émissions en masse par unité de longueur et de temps, par exemple pour les routes). De très nombreuses substances sont émises dans l'atmosphère, ce qui explique en partie la complexité du mélange constituant la pollution atmosphérique.

Les polluants secondaires sont, quant à eux, formés à la suite de réactions physicochimiques dans l'atmosphère entre des polluants primaires, alors appelés précurseurs. Il s'agit par exemple de l'ozone ($O_3$), formé notamment à la suite de réactions photochimiques entre des oxydes d'azote ($NO_x$) et des composés organiques volatils (COV). Leur formation n'est pas linéaire et dépend de nombreux facteurs, par exemple l'intensité lumineuse dans le cas de l'ozone (d'où le nom de réactions photochimiques). Il peut s'agir de réactions réversibles ou de réactions en chaîne. En raison de leur modélisation complexe, ces polluants sont difficiles à prendre en compte. Les polluants secondaires peuvent également réagir et être à l'origine d'autres polluants (tertiaires...).

Ces polluants peuvent avoir des effets à différentes échelles dans le temps et l'espace, depuis le niveau local - pollution de proximité (influence d'une source proche), jusqu'au niveau mondial, en passant par un niveau régional en ce qui concerne leur dimension géographique. Il est possible de définir un niveau de pollution de fond à toutes ces échelles spatiales. Il s'agit du niveau minimum moyen auquel les populations de la zone sont exposées. Par exemple, à l'échelle d'une ville, il peut s'agir de la concentration ambiante moyennée à partir des mesures sur plusieurs stations « de fond », c'est-à-dire situées loin de sources de pollution (voies importantes de circulation, usines...). Le niveau de fond ne correspond pas à une réalité physique, puisque les concentrations varient continuellement dans le temps et dans l'espace.

La dimension temporelle est plus difficile à appréhender. En effet, il faut à la fois prendre en compte la variabilité dans le temps des concentrations, la durée d'exposition à un niveau de pollution donné (niveau de fond, pollution de proximité et/ou exposition professionnelle aiguë, répétitive ou non) et la durée au bout de laquelle les effets d'une exposition apparaissent (temps de latence éventuel). Ainsi, pour un niveau d'exposition donné à une substance, des effets peuvent apparaître immédiatement ou non, que l'exposition soit ponctuelle (une exposition limitée dans le temps, à plusieurs reprises ou non) ou chronique
(exposition continue, sur une ou plusieurs périodes, depuis le début jusqu'à l'apparition des effets). Quelques exemples sont présentés Tableau 3 pour illustrer ces différentes échelles. Les hétérogénéités spatiales et temporelles sont difficiles à prendre en compte et expliquent qu'on utilise principalement des données moyennées sur une zone et une période, plus représentatives de l'ensemble de la population et plus faciles à évaluer.

<table><caption>Tableau 3 : Exemples d'impacts de la pollution atmosphérique à différentes échelles de temps et d'espace</caption><thead><tr><th>Echelle</th><th>Court terme<br>(de l'instant à quelques<br>jours)</th><th>Moyen terme<br>(semaines, mois)</th><th>Long terme<br>(en années ou<br>décennies)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Proximité<br>et locale<br>(10 m)</td><td>Effets directs sur la santé<br>(NO<sub>x</sub> et bronchites aiguës)</td><td colspan="2">Effets directs sur la santé (benzène, particules...)</td></tr><tr><td>Régionale<br>(100 km)</td><td>Effets indirects sur la<br>santé (ozone)</td><td colspan="2">Perte de patrimoine culturel</td></tr><tr><td></td><td></td><td>Obscurcissement régional<br>(particules),<br>pluies acides, eutrophisation</td><td></td></tr><tr><td>Mondiale</td><td></td><td colspan="2">Effet de serre (CO<sub>2</sub>, CH<sub>4</sub>...)</td></tr></tbody></table>

Une substance peut avoir des effets uniquement à court ou à long terme, mais aussi aux différentes échelles de temps (par exemple les particules fines sont associées à des effets sur la santé à court et à long terme).

Les polluants émis peuvent être classés selon plusieurs typologies, dépendant notamment de leur nature chimique (hydrocarbures aromatiques polycycliques ou HAP, particules, métaux...), leurs propriétés physico-chimiques (composés organiques volatils ou COV...) ou encore selon leurs impacts (effet de serre, eutrophisation, toxicité directe...). Dans ce dernier cas, il est à noter qu'une même substance peut être impliquée dans plusieurs impacts (par exemple, l'ozone troposphérique agit négativement sur la santé humaine, sur les végétaux et participe à l'oxydation des matériaux).

### 3.1.2. Suivi et évolution de la pollution atmosphérique

Pour suivre l'évolution de la pollution atmosphérique, on est contraint d'utiliser des traceurs de pollution (ou marqueurs), en raison de la complexité du mélange formé par l'ensemble des polluants. Il s'agit de substances dont les sources d'émissions sont généralement connues. Elles servent à donner une image la plus représentative possible de l'ensemble de la pollution atmosphérique ou du moins de la pollution provenant de la (des) même(s) source(s) d'émission.

Selon ce qui est étudié, il est possible d'utiliser différentes données : les émissions totales, les émissions pour un secteur d'activité ou celles d'une source en particulier, les concentrations à proximité de la source ou encore les concentrations ambiantes d'une espèce chimique. Les substances mesurées dépendent en outre de l'étude : par exemple, les polluants
représentatifs de la pollution atmosphérique urbaine ne sont pas forcément les mêmes que ceux représentatifs de la pollution en milieu rural. Les informations obtenues en étudiant les émissions et les concentrations sont complémentaires. En effet, la diminution des émissions contribue généralement à celle des concentrations, et donc, potentiellement, à la baisse des impacts. Ces deux informations permettent notamment de fixer des priorités d'action ou d'observer le résultat d'une action menée sur une source.

### 3.1.2.1. Suivi des concentrations dans l'air

Le suivi des concentrations de polluants dans l'air est fortement lié aux problématiques des politiques publiques et de prise de décision dans le domaine de la santé publique notamment. Cela suppose une surveillance de la pollution atmosphérique dans le temps et l'espace, afin de comparer les valeurs mesurées à des critères de qualité de l'air définis dans la réglementation ou conseillés pour la santé (valeurs guides de l'OMS). On effectue alors la mesure d'un nombre limité de composés (« traceurs » dans les approches plutôt environnementales). Ils sont également appelés « indicateurs » (indicateurs de pollution de l'air, indicateurs de qualité de l'air ou polluants indicateurs) dans les approches à visée plutôt sanitaire (politiques publiques, études épidémiologiques et évaluations d'impact sanitaires - méthode détaillée au paragraphe 4.2.2). Ces substances sont théoriquement sélectionnées selon trois principaux critères (Ministère de la Santé, de la Jeunesse et des Sports, 2000) :

* elles caractérisent une source de pollution ;

* leurs effets néfastes sont connus et quantifiés, ou elles sont indispensables à la compréhension de la chimie atmosphérique ;

* les techniques de mesure appropriées sont disponibles et fiables.

En pratique, les traceurs comprennent notamment les composants de la pollution de l'air historiquement suivis, les plus répandus et ceux dont la toxicité avérée est la mieux connue (ceci étant aussi une conséquence de leur mesure historique). Il s'agit surtout des polluants dont la teneur dans l'air est règlementée.

Cette approche permet de relier le niveau mesuré de la pollution atmosphérique avec ses impacts. Ceux-ci représentent à la fois les effets propres du polluant traceur et ceux des polluants qui lui sont associés. Ces derniers correspondent aux substances émises dans les mêmes conditions, notamment par la ou les même(s) source(s), et dont les concentrations peuvent alors être corrélées à celle du traceur. L'utilisation d'un traceur permet de cette manière de suivre les évolutions du mélange qu'il représente (dispersion...), par exemple dans le cas de la pollution urbaine.

Dans les faits, cela se traduit par la prise en compte de certains polluants par la réglementation, dont le suivi est ainsi obligatoire pour les villes de plus de 100 000 habitants. Il s'agit du dioxyde de soufre ($SO_2$), des oxydes d'azote ($NO_x$), des particules en suspension inhalables (PM10 pour les particules de diamètre inférieur à 10 µm et PM2.5 pour les
particules de diamètre inférieur à 2,5 µm), de l'ozone ($O_3$), du monoxyde de carbone (CO), du benzène, du plomb (Pb), des éléments traces (ou métaux lourds), dont le mercure (Hg), le nickel (Ni), le cadmium (Cd) et l'arsenic (As) et du benzo(a)pyrène (BaP), utilisé comme traceur du risque cancérogène lié aux HAP dans l'air ambiant (Ademe, non daté ; Article R221-1 du code de l'Environnement, 2008). Des objectifs de qualité (valeur limite ou valeur cible) sont fixés au niveau européen pour chacune de ces substances.

Les réseaux de surveillance sont gérés par les Associations agréées pour la surveillance de la qualité de l'air (Aasqa), regroupées dans la fédération ATMO (38 associations actuellement). On distingue deux types de station de mesure de la qualité de l'air : les stations de fond et les stations de proximité. Les stations de mesure de la pollution de fond sont relativement éloignées des sources d'émission les plus importantes, notamment des principales voies de circulation. Elles mesurent la qualité de l'air ambiant dans différentes conditions (urbain, semi-urbain, rural...), ce qui correspond à la pollution de fond. Les autres stations sont situées à proximité du trafic ou d'installations industrielles. Pour les substances émises par ces installations, les concentrations mesurées sur les stations de proximité seront supérieures aux niveaux de fond. Ceci représente l'exposition de la population vivant ou travaillant à proximité de ces sources polluantes. Ce type de station permet notamment de suivre la pollution liée aux transports.

Cependant, l'utilisation de ces substances repose sur la notion de représentativité de la pollution générale, qui fluctue une fois de plus dans l'espace et dans le temps. En effet, les émissions évoluent en fonction, d'une part, des nouvelles technologies et d'autre part des efforts fournis pour les diminuer. Ce dernier aspect pointe également une limite à l'utilisation des traceurs : les efforts de réduction sont menés principalement sur les substances réglementées, occasionnant ainsi une modification de la répartition des espèces composant le mélange. Par exemple, les émissions totales de $SO_2$ ont diminué de 67% entre 1990 et 2007, avec une contribution variable selon le secteur d'activité. Cette réduction est notamment liée à la diminution de la teneur en soufre des combustibles liquides, ce qui n'influera pas sur les concentrations de l'ensemble des polluants pouvant jusque là être associées au $SO_2$. Ainsi, ce polluant ne peut plus être considéré comme représentatif des émissions des transports.

L'utilisation du terme d'indicateurs de pollution de l'air pour désigner ces substances paraît ainsi abusive en absence de justifications et d'actualisation régulières. En effet, on ne peut pas parler d'indicateur si une substance est suivie pour son intérêt individuel. Ceci paraît pourtant être le cas dans le contexte règlementaire puisque les objectifs de qualité sont fixés pour ces substances, considérées historiquement comme les principales sources de problèmes. C'est le cas par exemple des particules fines émises par les transports, considérées comme l'un des principaux facteurs de risque lié à la pollution urbaine (elles sont classées cancérogènes probables par le Centre international de recherche sur le cancer - CIRC), mais aussi comme indicateur des risques liés à la pollution atmosphérique dans son ensemble. Les transferts de pollution ne seront généralement pas traduits par l'évolution du traceur. Ceci
correspond notamment à la situation où les émissions du polluant indicateur sont en baisse alors que dans le même temps l'émission d'autres substances augmente du fait des mêmes actions.

Les évaluations des impacts sanitaires de la pollution atmosphérique urbaine (paragraphe 4.2.2) illustrent ce besoin de justifier les substances utilisées. Dans ces travaux, le terme d'indicateur d'exposition désigne les concentrations des substances pour lesquelles des associations avec des effets sanitaires ont pu être mises en évidence. Par ailleurs, il faut noter que seules les substances réglementées sont mesurées en routine, ce qui contribue au fait que ces substances sont le plus souvent utilisées dans les études sur la pollution de l'air. Dans tous les cas, le lien de causalité entre la substance (ou ce qu'elle représente) et les impacts considérés doit avoir été étudié expérimentalement, à la recherche d'une « plausibilité biologique ».

### 3.1.2.2. Suivi des émissions polluantes

L'évolution de l'émission d'un polluant renseigne principalement sur celui-ci et potentiellement sur les substances émises par la même source.

Chaque année, le Citepa dresse un inventaire des émissions nationales par secteur d'activité pour 28 substances. Ces études permettent d'observer l'évolution des quantités émises (Tableau 4) et celle de leur répartition sectorielle. Nous l'illustrons Figure 2, qui présente l'évolution des émissions sectorielles d'HAP entre 1990, 2000 et 2007.

<table><caption>Tableau 4: Evolutions des émissions en France entre 1990 et 2008 pour 28 polluants (d'après Citepa, 2009)</caption><thead><tr><th>Très forte réduction<br>(> 40 %)</th><th>Forte réduction<br>(entre 20 et 40 %)</th><th>Réduction notable<br>(entre 5 et 20 %)</th><th>Stabilité<br>(entre - 5 et<br>5 %)</th><th>Hausse<br>notable<br>(> 5 %)</th></tr></thead><tbody><tr><td>SO<sub>2</sub>, COVNM, CO, SF<sub>6</sub>, PFC<br>As, Cd, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn<br>Dioxines et furanes<br>HAP, HBC, PCB, PM1</td><td>NO<sub>x</sub><br>N<sub>2</sub>O<br>PM10, PM2,5</td><td>CH<sub>4</sub><br>NH<sub>3</sub><br>Cu, Se</td><td>CO<sub>2</sub><br>(hors UTCF)</td><td>HFC</td></tr></tbody></table>

COVNM : Composés organiques volatils non méthaniques ; PFC : Perfluorocarbures ; HAP : hydrocarbures aromatiques polycycliques ; HCB : hydrochlorobenzène ; PCB : Polychlorobiphényles ; UTCF : Utilisation des terres, leurs changements et la forêt ; HFC : hydrofluorocarbures.

On notera que les émissions des traceurs de pollution qui concernent notamment le domaine sanitaire sont en réduction (par exemple baisse très forte pour les HAP ou les dioxines, et forte pour les NOₓ et les PM10).

Les évolutions totales et sectorielles des émissions permettent d'observer les résultats des différentes politiques mises en œuvre sur les émissions et pourraient être comparées aux modifications éventuelles des concentrations ambiantes mesurées. En effet, les concentrations dans l'air inhalé dépendent fortement de la distance aux sources et, tout particulièrement, de la hauteur d'émission. Les gaz d'échappement des véhicules terrestres ont la particularité d'être émis en dessous du niveau des voies respiratoires et à proximité des personnes. Ceci les différencie notamment des émissions de cheminées, à grande hauteur et mieux dispersées.
Aussi, la part sectorielle des émissions ne correspond pas forcément à la part dans l'exposition des populations.

<figure><img src="image_5.png" /><figcaption>**Figure 2: Emissions nationales sectorielles d'hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) en 1990, 2000 et 2007 (source : Citepa, 2009)**</figcaption></figure>

On peut voir Figure 2 que les émissions totales d'HAP ont nettement diminué entre 1990 et 2007, notamment grâce au secteur résidentiel tertiaire, tandis que les émissions liées aux transports ont augmenté. Ces deux types d'informations (émissions totales et part de chaque secteur) sont donc complémentaires pour évaluer la situation des émissions.

Par ailleurs, les évolutions des émissions des différentes substances ne sont pas systématiquement corrélées. Les deux exemples suivants permettent d'illustrer des actions de réduction d'émission. Le premier concerne l'interdiction du plomb dans les carburants qui a eu pour conséquence de rendre négligeable la part sectorielle du transport dans les émissions de plomb. Cette action a ciblé une seule substance. Au contraire, la mise en place d'un procédé de traitement de l'air à la sortie d'une installation industrielle modifierait de manière variable les émissions de nombreuses substances.

De manière générale, on peut considérer que, toutes choses étant égales par ailleurs, une modification de l'émission d'une substance devrait entraîner une modification proportionnelle de sa concentration ambiante attribuable à une source donnée. Ceci souligne une fois de plus la difficulté de fixer des indicateurs pertinents pour étudier la qualité de l'air. Les modifications des concentrations résultent des changements introduits pour chaque source d'émission et sont donc difficiles à interpréter.

### 3.1.3. Pollution atmosphérique liée aux transports et pollution urbaine

De manière générale, on estime que la pollution atmosphérique urbaine est principalement due aux transports (InVS, 2008). La part des transports est variable d'une ville à l'autre et d'un polluant à l'autre. Par exemple pour les oxydes d'azote ($NO_x$), le transport est à l'origine de 45 % des émissions à Rouen et de 79 % à Marseille (InVS, 2003). Les émissions des transports sont principalement dues à l'échappement, lié à la combustion du carburant pour le fonctionnement des véhicules. Cependant certaines substances, dont les particules, sont émises par les équipements (usure des freins et des pneumatiques, lubrifiant, antigel), par
évaporation et lors de l'entretien des voies.

<table><caption>Tableau 5: Principaux polluants atmosphériques émis par les transports et suivis par le Citepa (2009)</caption><thead><tr><td>Substance</td><td>% du transport dans les émissions totales</td><td>% du routier dans les émissions des transports</td><td>Evolution des émissions des transports entre 1990 et 2007</td></tr></thead><tbody><tr><td>Cu</td><td>88</td><td>61</td><td>+ 27 %</td></tr><tr><td>NO<sub>x</sub></td><td>59</td><td>90</td><td>- 38 % *</td></tr><tr><td>HCB</td><td>57</td><td>/</td><td>+ 130 % ***</td></tr><tr><td>CO<sub>2</sub></td><td>34</td><td>94</td><td>+ 14 %</td></tr><tr><td>HFC</td><td>32</td><td>77</td><td>+</td></tr><tr><td>CO</td><td>25</td><td>87</td><td>- 83 %</td></tr><tr><td>HAP</td><td>22</td><td>95</td><td>+ 74 % **</td></tr><tr><td>PM1</td><td>19</td><td>86</td><td>- 36 %</td></tr><tr><td>COVNM</td><td>19</td><td>79</td><td>- 83 % **</td></tr><tr><td>PM2,5</td><td>14</td><td>84</td><td>- 32 %</td></tr><tr><td>PM10</td><td>12</td><td>85</td><td>- 23 %</td></tr><tr><td>TSP</td><td>10</td><td>89</td><td>- 3 %</td></tr><tr><td>Pb</td><td>6</td><td>0</td><td></td></tr></tbody></table>

* Pot catalytique. ** Pot catalytique et hausse de l'utilisation de gazole. *** Hausse du trafic et de l'utilisation de gazole

Le Tableau 5 illustre bien le fait que la part des émissions attribuable aux transports varie fortement selon la substance considérée. Les émissions des transports ont globalement diminué depuis 17 ans, principalement grâce aux efforts fournis par le transport routier. Les indicateurs de la pollution liée au trafic sont généralement les oxydes d'azote ($NO_x$) et les particules fines (PM10 ou PM2,5). Actuellement, les émissions des particules à l'échappement diminuent, alors que celles liées à l'abrasion augmentent (elles contribuent moins aux particules les plus fines).

Globalement, on peut observer une stabilisation ou une diminution des émissions des substances utilisées en traceur de pollution qui ont un impact sanitaire. Pour certains polluants ayant bénéficié d'efforts de réduction, la diminution des émissions unitaires des transports peut cependant être contrebalancée par l'augmentation du trafic.

La Figure 3 présente l'indice global de qualité de l'air en milieu urbain entre 2000 et 2007, calculé à partir des concentrations des quatre principaux polluants (PM10, $NO_2$, $SO_2$ et $O_3$). Cet indicateur est construit chaque année par le Service d'observation et des statistiques (SOeS, ex IFEN) du ministère en charge de l'environnement comme la moyenne pondérée de l'évolution des concentrations par station par rapport à une année de référence (Ifen, 2006). Les données utilisées proviennent de la banque de données sur la qualité de l'air (BDQA) gérée par l'Ademe, qui contient les concentrations mesurées dans les villes françaises par leurs réseaux de surveillance. Ces polluants sont également utilisés pour le calcul de l'indice Atmo, mais à l'échelle d'une agglomération.
<figure><img src="image_6.png" /><figcaption>Figure 3 : Evolution de la pollution de l'air en milieu urbain entre 2000 et 2008 en France métropolitaine hors Corse (SOeS, 2009)</figcaption></figure>

L'indice global montre une amélioration de la qualité de l'air des agglomérations françaises, notamment grâce à la forte diminution des teneurs ambiantes en SO₂. Les concentrations en NO₂ et en PM10 diminuent légèrement entre 2000 et 2008.

## 3.2. Chaîne de causalité

Les émissions sont à l'origine d'impacts sur l'environnement et la santé, via des chaînes de cause à effet, également appelées chaînes de causalité. Le paragraphe définit cette notion et l'applique à l'objet de cette étude.

### 3.2.1. Principes et détermination de la chaîne de causalité d'impact sanitaire

Dans toute démarche d'évaluation des risques (ou d'impacts) et de prise de décision, la première étape consiste à définir le système étudié et les processus impliqués. Ainsi, différents guides méthodologiques, plus ou moins formalisés, ont été proposés pour relier une cause à un impact final sur une cible. Une des approches les plus utilisées est décrite ci-dessous pour expliquer ces notions.

L'approche DPSIR, illustrée par la Figure 4, a été développée par l'Agence européenne de l'environnement (EEA). Elle est définie comme le cadre causal de description des interactions entre la société et l'environnement et correspond à une extension du modèle PSR (pression – état - réponses) développé par l'OCDE. Il s'agit d'un acronyme pour : force motrice ("driving forces"), pressions ("pressures"), états ("states"), impacts et réponses ("responses").
<figure><img src="image_7.png" /><figcaption>**Figure 4 : Modèle DPSIR et interactions entre ses éléments (EEA, 2009)**</figcaption></figure>

La force motrice, par exemple les transports, constitue l'origine des perturbations étudiées. Ces dernières s'expriment sous la forme de pressions sur l'environnement, par exemple en émettant des polluants atmosphériques. Ces pressions modifient alors l'état de l'environnement d'une manière hétérogène dans le temps et l'espace, ce qui impacte alors la cible étudiée (par exemple les écosystèmes). Des réponses peuvent être mises en place, à chaque niveau, pour diminuer l'impact.

Une même force motrice peut avoir différents impacts sur une même cible. Elle peut également impacter différentes cibles via les mêmes processus. Dans les analyses de cycle de vie, la réflexion est structurée sur deux niveaux : les impacts intermédiaires (« midpoints ») et les impacts finaux (« endpoints »). Plusieurs impacts intermédiaires s'appliquant à une même cible conduisent alors à un impact final sur une des trois cibles identifiées (santé humaine, diversité des écosystèmes et disponibilité des ressources). Par exemple, dans la méthode d'analyse des impacts du cycle de vie ReCiPe, l'impact final sur la santé humaine résulte des impacts intermédiaires liés à l'amincissement de la couche d'ozone troposphérique, aux effets toxiques directs des émissions, aux effets des polluants photochimiques (ozone), à ceux des radiations et à ceux liés au changement climatique (Goedkoop et al., 2009).

Ces méthodes permettent de décomposer en différentes étapes le processus global étudié que l'on cherche à estimer par le biais d'un indicateur. On appelle chaîne de causalité la succession des processus qui conduisent d'une force motrice à un impact sur une cible finale. Un indicateur d'impact permet d'observer un état ou de comparer différents scénarios d'évolution. La simple mesure d'un traceur de la qualité de l'air ne peut généralement pas être reliée à une source particulière et ne serait donc que peu utile pour mettre en place une action touchant essentiellement la source, contrairement aux modélisations. Un indicateur de la source (émissions) serait quand à lui très utile pour agir, mais il ne dit rien sur l'impact. Il est donc nécessaire de construire des indicateurs basés sur les sources d'émission et représentant l'impact étudié. L'identification des différentes étapes du processus d'impact constitue le premier pas dans la construction d'un indicateur d'impact. Elle permet de définir ce que l'indicateur représente, c'est-à-dire ce qu'il peut ou non mesurer.
En ce qui concerne les transports, un travail d'organisation et de définition a été mené par le projet COST 356 en vue de l'élaboration d'indicateurs de la durabilité environnementale des systèmes de transport (Joumard et Gudmundsson, 2010). La force motrice « transports » peut être déclinée selon trois axes : les infrastructures, les sources d'énergie et les véhicules. Six cibles ont été identifiées : la nature, décomposée en deux catégories, écosystèmes et ressources, les hommes, pour lesquels sont distingués la santé restreinte et le bien-être, le patrimoine et enfin la planète (pseudo-cible regroupant toutes les autres). En prenant garde aux doubles comptages, 49 chaînes de causalités (disponibles en Annexe 1) ont ainsi été définies pour les transports. Parmi celles-ci, un certain nombre prennent pour cible la santé humaine et figurent dans le Tableau 6 ci-dessous.

<caption>**Tableau 6 : Liste des chaînes de causalités définies pour les transports et ayant pour cible finale la santé humaine restreinte ou subjective (d'après Joumard et al., 2010)**</caption>

- Gênes et perturbation du sommeil par le bruit (chaîne 2)

- Effets du bruit sur la santé humaine dans son sens restreint (chaîne 3)

- Effets sur la santé humaine des accidents de la route (chaîne 6)

- Odeurs liées à la pollution sensible (chaîne 8)

- Visibilité liée à la pollution sensible (chaîne 10)

- Effets directs de la pollution de l'air sur la santé humaine dans son sens restreint (chaîne 11)

- Effets sanitaires de la pollution photochimique (chaîne 13)

- Effets sanitaires liés à l'amincissement de la couche d'ozone stratosphérique (chaîne 21)

- Effets sanitaires de la pollution des sols, des eaux de surface et souterraines (chaîne 24)

- Effets sanitaires de la pollution marine (chaîne 27)

- Effets sanitaires de la pollution électromagnétique (chaîne 43)

- Introduction de maladies (chaîne 47)

L'OMS définit la santé comme « un état de complet bien-être physique, mental et social, et ne consiste pas seulement en une absence de maladie ou d'infirmité » (Préambule de la Constitution de l'OMS de 1946). Chaque chaîne correspond à un enchaînement unique de processus, et, dans ce travail, les effets sur la santé ont été séparés en deux catégories. On distingue les effets sur la santé subjectifs (gênes, perturbation du bien-être) des effets toxiques pour l'homme (qui seront appelés par la suite « effets sanitaires restreints »).

Cette liste comprend un certain nombre d'effets relativement directs des transports, mais il existe également des risques indirects liés au manque d'eau, au changement climatique ou encore à la diminution de la production alimentaire (utilisation des terres et diminution de la productivité végétale).

Dans notre travail, nous nous intéresserons à la chaîne de causalité 11 (en gras dans le Tableau 6), « effets directs de la pollution atmosphérique sur la santé dans son sens restreint ». Le terme « direct » désigne l'action des polluants primaires sur la santé. Par conséquent, tous les impacts sur la santé ne seront pas pris en compte (ex : polluants secondaires inclus dans la chaîne 13, effets indirects sur la santé des changements climatiques...).
### 3.2.2. Description de la chaîne de causalité « Effets sanitaires directs restreints* de la pollution atmosphérique »

Le modèle DPSEEA, développé par l'Organisation mondiale de la santé (OMS), pose un cadre de référence dans le domaine de la santé – environnement. Il a notamment été utilisé lors de la réflexion sur le plan national santé-environnement (AFSSET, 2006). La Figure 5 présente ce modèle, avec une application à notre sujet et les méthodes permettant d'acquérir des connaissances à chaque étape.

A la différence du modèle DPSIR, le changement d'état lié aux pressions conduit d'abord à une exposition qui à son tour pourra avoir un impact sanitaire.

<figure><img src="image_8.png" /><figcaption>Figure 5: Modèle DPSEEA appliqué aux impacts sanitaires des émissions des transports et connaissances disponibles à chaque étape (d'après Krewitt et al., 2002 ; AFSSET, 2006 ; Gudmundsson et al., 2010a)</figcaption></figure>

Les transports constituent dans cette situation la force motrice à l'origine des émissions de polluants qui affectent la qualité de l'air. Cela se traduit par une augmentation des concentrations en polluants potentiellement toxiques dans l'air ambiant. La population peut alors être exposée à ces substances, notamment les populations les plus sensibles (enfants, personnes souffrant de pathologies préexistantes). Cette exposition pourra mener à l'apparition d'effets dans la population, par exemple sous la forme d'une augmentation des symptômes respiratoires ou de décès anticipés.

Par exemple, dans l'étude européenne Apheis menée dans 23 villes, ramener le niveau d'exposition ambiante aux PM10 à 20 µg/m³ permettrait d'éviter chaque année de l'ordre de 5 240 décès prématurés pour une exposition à court terme (cumulée sur 40 jours) et environ 22 000 pour une exposition à long terme (plusieurs années) (Apheis, 2004). Différentes méthodes, détaillées dans la quatrième partie de ce rapport, existent pour estimer et si possible quantifier ces impacts.
La Figure 5 présente également les méthodes disponibles pour acquérir des connaissances à chaque étape (en gris). Le devenir d'une substance émise dans l'air est conditionné par différents mécanismes, dépendant des propriétés de cette substance. Ces modalités vont aussi déterminer l'exposition potentielle d'individus. Tout d'abord, le polluant peut se disperser dans l'air. Il peut également, dans le même temps, passer dans un autre compartiment (sol ou eau) et enfin il peut être dégradé. Ces deux dernières possibilités contribuent à diminuer la concentration du polluant dans l'air, mais peuvent conduire à une exposition via un autre compartiment (premier cas) ou par un polluant secondaire (second cas).

Pour modéliser le devenir du polluant, il faut connaître les principaux paramètres influençant celui-ci :

* La nature du polluant. Les substances ont des durées de vie variables dans l'environnement (elles sont plus ou moins dégradables). Leurs propriétés physico-chimiques vont conditionner leur comportement, par exemple les substances volatiles vont rester dans l'air, les substances hydrosolubles pourront passer dans l'eau... Enfin, leur transfert dans la chaîne alimentaire dépend de leur assimilabilité par les végétaux et les animaux et de leur bioaccumulation dans ces différents organismes (ex : accumulation possible de polluants lipophiles dans les graisses animales).

* Les conditions météorologiques. La dispersion des polluants est liée à la stabilité de l'atmosphère (plus elle est instable, plus il sera facile pour les polluants de se déplacer verticalement), à la présence de vent (dispersion horizontale, dépendant de la direction de celui-ci) et à la turbulence qui favorise la dispersion dans les autres directions. La présence d'une couche d'inversion correspond à une très forte stabilité de l'atmosphère et donc une très mauvaise dispersion. D'autres facteurs météorologiques sont à l'origine d'une diminution des concentrations de certains polluants dans l'air, comme par exemple la pluie via la déposition humide des substances les plus lourdes (particules par exemple) ou via la dissolution de gaz dans l'eau ($SO_2$), ou encore l'ensoleillement pour les précurseurs de réactions photochimiques ($NO_x$, $COV...$).

* La topographie entre la source et la cible. La rugosité du sol dépend de son occupation et du relief. Elle est à l'origine de turbulences et modifie localement les conditions de dispersion (effet notamment marqué dans les vallées et sur le littoral). Le relief, qu'il soit naturel ou lié aux activités humaines (densité d'urbanisation), augmente la rugosité et limite la dispersion.

En ce qui concerne l'exposition des populations, plus détaillée au paragraphe 3.3.3, elle est notamment caractérisée par la concentration d'exposition, pouvant être approchée par la concentration ambiante de la substance. Cette dernière correspond à une moyenne sur une zone et sur une période. Elle ne prend donc pas en compte la forte hétérogénité spatio-
temporelle de concentrations. L'impact sanitaire dépend également de la toxicité de la substance (type d'effets et niveau d'apparition). Par exemple, une forte exposition à une substance peu toxique ou une faible exposition à une substance très toxique peuvent avoir un impact du même ordre de grandeur. L'exposition dépend beaucoup du lieu où se produit l'émission : plus la zone sera densément occupée, plus le risque d'impact sanitaire sera important. Il s'agit d'une des raisons pour lesquelles les émissions en milieu urbain sont particulièrement préoccupantes. La population présente sur la zone peut être approchée notamment via sa densité, elle-même reliée à la dimension urbaine ou rurale de la zone. Les populations exposées doivent être connues, ou estimées, pour pouvoir évaluer un impact sanitaire.

La Figure 6 sera adaptée et utilisée pour illustrer la prise en compte de ces différents aspects dans les indicateurs et les méthodes d'évaluation des impacts sanitaires existants. Elle permettra aussi de montrer les différences avec l'indicateur que nous souhaitons construire. La dispersion et l'exposition sont les phénomènes reliant les données dans les rectangles, représentant des réalités physiques mesurables.

<figure><img src="image_9.png" /><figcaption>Figure 6: Schéma simplifié de la chaîne de causalité "Impacts sanitaires restreints* directs de la pollution atmosphérique liée au trafic"</figcaption></figure>

La dispersion peut être prise en compte à partir d'une modélisation des émissions et indirectement via la mesure des concentrations ambiantes. En prenant les émissions comme point de départ, il faut modéliser la dispersion de chaque polluant, en intégrant les paramètres considérés comme essentiels (vent...). La mesure correspond généralement au niveau de fond de la substance et éventuellement à un excès dû à une source d'émissions proche. Elle permet de s'affranchir de cette étape de modélisation. Des mesures sont cependant nécessaires dès que possible (méthodes de mesure fiables disponibles et faisabilité sur le terrain), même après une modélisation car elles permettent de calibrer les modèles.

L'exposition peut être mesurée à l'aide de capteurs in situ, au plus près des personnes exposées. Sinon, elle peut être estimée grâce à des modèles calculant une dose d'exposition pour une certaine durée selon un certain nombre de données d'entrées (budget espace-temps, habitudes alimentaires...). Dans le cas de la pollution atmosphérique, l'exposition est grossièrement estimée par les concentrations ambiantes moyennées sur une période (jour, année...), en négligeant les variations dans le temps (fluctuations locales et déplacements au cours de la journée, de la semaine...).
L'indicateur que nous souhaitons élaborer a pour objectif de relier les émissions aux impacts sanitaires (cf paragraphe 5.1). Nous chercherons donc à simplifier au maximum la méthode de prise en compte de la dispersion et de l'exposition.

## 3.3. Effets sur la santé

Le domaine de la santé-environnement s'intéresse à des risques souvent faibles, voire très faibles, difficiles à mettre en évidence, mais touchant potentiellement l'ensemble de la population. De plus, les pathologies étudiées sont souvent peu spécifiques. Il est ainsi très rare d'établir un lien causal entre un facteur environnemental unique (par exemple l'amiante) et un évènement de santé spécifique (ex : cancer du mésothélium).

Enfin, les personnes sont exposées à de nombreux facteurs et substances dangereux, constituant un grand nombre de facteurs de confusion en épidémiologie quand on cherche à identifier l'impact de l'exposition à un facteur donné ou à une substance précise.

Ce chapitre s'attachera à définir les effets sanitaires de substances toxiques et à caractériser la manière dont ils peuvent être pris en compte en général, puis pour la pollution atmosphérique en particulier.

### 3.3.1. Effets d'une substance sur la santé

Une substance toxique s'attaque à une ou plusieurs cibles biologiques et peut alors provoquer un ou plusieurs effets néfastes pour la santé, via un ou plusieurs mécanismes d'action.

D'après leur(s) effet(s), les substances peuvent être classées selon leur cible (voies respiratoires, système cardiovasculaire, système reproductif, système nerveux...) ou leur mode d'action (perturbateurs endocriniens, cancérogènes, mutagènes, génotoxiques). Le Tableau 7 illustre les principales catégories d'effets.

<table><caption>Tableau 7 : Principales catégories de substances chimiques selon leurs effets et exemples</caption><thead><tr><td>Catégories de substances</td><td>Exemples (AFSSET, 2006 ; Tarantini, 2009 ; INRS, 2010)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Cancérogènes (mutagènes, génotoxiques ou non)</td><td>Dioxines, HAP (dont benzo[a]pyrène), benzène, particules fines...</td></tr><tr><td>Toxiques pour la reproduction et le développement, tératogènes</td><td>Plomb, mercure, perturbateurs endocriniens (phtalates, certains PCB...).</td></tr><tr><td>Toxiques pour les voies respiratoires</td><td>Particules, NOx, ozone, formaldéhyde...</td></tr><tr><td>Toxiques pour le système cardiovasculaire</td><td>CO, plomb, cadmium...</td></tr><tr><td>Immunotoxiques</td><td>O3, plomb, HAP...</td></tr><tr><td>Allergènes (hypersensibilité)</td><td>Particules, ozone, nickel, chrome...</td></tr><tr><td>Neurotoxiques</td><td>Plomb, n-Hexane, PCB, aluminium...</td></tr></tbody></table>
Les effets (ou impacts, conséquences) dépendent de l'exposition et de la dangerosité de la substance (toxicité). Les principales informations permettant de caractériser l'effet sont les suivantes : sa gravité (paragraphe 3.3.1.1), l'existence d'un temps de latence (effets immédiats / retardés ou court terme / long terme - paragraphe 3.3.1.2) et l'hypothèse de l'existence d'un seuil de dose (paragraphe 3.3.1.3). Ces caractéristiques sont liées au(x) mécanisme(s) d'action de la substance sur sa cible, à différentes échelles : organisme, organe et cellule. Elles conditionnent les modalités d'exposition pour lesquelles les effets apparaîtront.

### 3.3.1.1. Gravité des effets

La gravité correspond à l'intensité de l'effet sur la santé. Cette notion s'applique à la fois à la comparaison d'effets différents (exemple : irritation versus cancer) et pour un même effet (épisode de toux et toux chronique).

Elle traduit les notions de réversibilité, de la nécessité de soins, d'incapacités liées et de durées. Les effets peuvent être réversibles (après un rhume, le malade retrouve généralement son état initial de santé), irréversibles non mortels (ablation d'un organe malade) ou mortels. Cette réversibilité peut être spontanée (rhume) ou a été rendu possible grâce à un traitement médical (médicaments, intervention chirurgicale...). La pathologie peut être à l'origine de gêne ou de douleurs qui ne permettent pas au malade de continuer à vivre normalement (déplacements, travail, autonomie...), et ce pendant des durées très variables. De plus, certaines maladies peuvent laisser des séquelles (fatigue, handicap...) qui resteront longtemps après la fin de celle-ci. On parle d'incapacité permanente partielle quand ces séquelles sont définitives.

### 3.3.1.2. Effets à court ou à long terme

Les effets à court terme, également appelés effets immédiats, regroupent les évènements de santé apparaissant dans des délais brefs après l'exposition (d'immédiat jusqu'à quelques jours pour la pollution atmosphérique). Les expositions aiguës conduisent généralement à des effets à court terme.

Un délai de latence est observé pour les effets à long terme entre l'exposition, souvent chronique (prolongée), et l'apparition des effets. C'est généralement le cas pour les cancers qui peuvent apparaître plusieurs années (ou dizaines d'années) après le début de l'exposition.

Les effets à long terme de la pollution atmosphérique résultent de phénomènes cumulatifs, ainsi que de l'addition des effets à court terme cumulés sur une longue période (Chiron, 2008). De tels effets peuvent ainsi apparaître à la suite d'une exposition continue à de faibles doses de la substance ou après une exposition ponctuelle, répétée ou non, selon les substances.
### 3.3.1.3. Effets à seuil et effets sans seuil

Cette séparation repose sur l'hypothèse que les effets à seuil (ou à seuil de dose) apparaissent à partir d'une certaine dose d'exposition. On considère ainsi que le risque est nul en deçà de cette dose. Dans ce cas, c'est la gravité de l'effet qui augmente avec la dose. On parle de relation dose-effet. Il s'agit principalement des effets non cancérogènes. Dans la réalité, la probabilité de développer l'effet augmente aussi avec la dose, en raison de la variabilité intraspécifique (biologique).

Dans le cas des effets sans seuil, on considère que l'effet peut apparaître quelle que soit la dose d'exposition. C'est alors la probabilité d'apparition (ou fréquence) de l'effet qui augmente avec la dose (effet stochastique) (relation dose-réponse). Cette catégorie est généralement composée des substances cancérogènes.

Des illustrations de relation dose-réponse ou dose-effet sont disponibles en Annexe 2.

Cette distinction entre les effets à seuil et les effets sans seuil est actuellement à la base des règlementations et des méthodes d'évaluation des risques sanitaires.

## 3.3.2. Effets de plusieurs substances

Dans les conditions réelles, un individu n'est quasiment jamais exposé à une substance unique, mais à un mélange de substances. Ces dernières peuvent soit être traitées indépendamment, soit entrer en interaction.

En l'absence d'interaction, on parle d'additivité. Deux situations se présentent alors :

* l'addition des effets (ou action indépendante), situation souvent utilisée par défaut dans les évaluations des effets d'un mélange de polluants (Kortenkamp et al., 2009). Dans ce cas, les effets de chaque substance sont considérés indépendamment de ceux des autres.

* l'addition de doses (ou de concentrations), uniquement pour des substances agissant selon le même mode d'action (cible cellulaire définie...) et ayant donc le même effet. L'exposition au mélange de ces substances peut alors être exprimée comme la somme de l'exposition à chacun de ses composés (ceci peut être illustré par les dioxines pour un mécanisme de cancérogénicité - interactions avec les récepteurs cellulaires Ah, exemple repris dans la partie 4.3.2.1).

En ce qui concerne les interactions entre polluants, deux types sont distingués : les antagonismes et les synergies.

* Les effets de l'exposition à des substances **antagonistes** sont plus faibles que ceux attendus pour l'addition des effets de ces composés ; par exemple, action antagoniste de composés soufrés (dont H₂S) sur les effets toxiques aigus de l'ozone (CRDP Amiens, 2007).
* Les **effets synergiques** sont plus importants que la somme des effets des substances agissant individuellement ; par exemple, l'éventuelle implication de l'ozone dans des phénomènes de synergie avec d'autres polluants atmosphériques (Mauderly, 2009) ou l'augmentation de la nocivité de l'ozone par l'eau oxygénée ($H_2O_2$).

On parle de potentialisation quand une substance (non toxique) augmente l'effet d'une autre et de « cosynergisme » quand les substances augmentent mutuellement la toxicité l'une de l'autre (IRSST, 2005).

Les connaissances actuelles ne permettent pas de prendre en compte les conséquences pour la santé des éventuelles relations entre les polluants. La pollution atmosphérique en constitue une illustration, au vu du nombre très important de substances présentes (naturellement ou non), développée au paragraphe 3.3.4.

### 3.3.3. Notions à la base de la caractérisation des impacts sanitaires

Ce paragraphe définit les termes utilisés dans le domaine de la santé-environnement, accompagnés de commentaires utiles pour la suite du rapport. Ainsi, par la suite, ces mots devront être compris dans ces acceptations. Les définitions sont reprises de différents glossaires sur l'évaluation des risques sanitaires (InVS, 2000 ; OPERSEI, non daté).

#### 3.3.3.1. Danger

Un danger désigne de manière générale une situation susceptible de nuire à une personne ou à quelque chose. Dans le domaine sanitaire, ce terme correspond aux propriétés intrinsèques d'un agent biologique (bactérie, virus...), chimique (benzène) ou physique (radiations) néfastes pour la santé (maladie, handicap, décès). Par extension, le danger est confondu avec l'effet toxique lui-même, lié à l'interaction entre un organisme vivant et un agent chimique, physique ou biologique.

Dans le cas de la pollution atmosphérique liée au trafic, seuls les constituants physiques et chimiques de l'atmosphère sont considérés. On parlera de substances dangereuses. Dans les évaluations des risques sanitaires (paragraphe 4.2.1), la première étape intitulée « détermination des dangers » correspond en fait à dresser la liste des polluants émis ayant un effet néfaste pour l'homme.

#### 3.3.3.2. Exposition

L'exposition correspond au contact entre un agent dangereux et une personne. Elle est définie selon trois types de paramètres :

* La ou les différentes voies d'exposition : respiratoire, orale ou cutanée, via un ou plusieurs media (air, eau, aliments...);
* la durée et la fréquence des contacts. On distingue ainsi le plus souvent les expositions aiguës (court terme, de quelques heures à quelques jours), des expositions subchroniques (intermédiaires) et des expositions chroniques (long terme, en années) ;

* La dose (ou concentration) d'exposition. Il s'agit de l'intensité du contact entre la substance et la personne. La dose correspond à la quantité de substances avec laquelle la personne est en contact, souvent moyennée sur la période d'exposition et ramenée par unité de masse corporelle (dose journalière d'exposition ou DJE, en mg/kg de masse corporelle). Dans le cas de l'inhalation, la dose est souvent remplacée par la concentration d'exposition à la substance étudiée dans l'air (ou concentration moyenne inhalée (CI), en masse (mg ou µg) par volume (m³)). En effet, la quantité exposante correspond au produit de la concentration d'exposition par une constante, le volume d'air respiré (ou volume moyen inhalé). Elle peut donc être représentée par la concentration. Ces valeurs détermineront les effets induits (les effets d'une intoxication (fortes doses) peuvent être plus marqués ou différents de ceux de faibles doses).

L'évaluation de l'exposition réelle des individus demeure un aspect difficile à réaliser. En effet, une personne peut être exposée à une substance émise par différentes sources et via différentes voies (exposition agrégée). Dans cette situation, le niveau total d'exposition par les différentes sources est le seul valide pour étudier les risques potentiels pour la santé. Ceci est particulièrement important dans le cas de substances à seuil, pour lesquelles les émissions de chaque source prise individuellement pourraient ne pas conduire à une exposition dépassant le seuil, alors que celui-ci serait en fait atteint par le cumul des émissions par les différentes sources. La population peut également être exposée à plusieurs substances ayant un mode d'action commun (risques cumulés).

### 3.3.3.3. Risque

Le risque correspond à la probabilité de survenue d'un danger. Il s'agit ainsi d'une grandeur sans unité.

Dans le domaine de la santé, on parle ainsi du risque de développer un effet toxique à la suite d'une exposition.

### 3.3.3.4. Valeurs toxicologiques de référence ou VTR

#### 3.3.3.4.1 Définition et principaux types

Comme indiqué paragraphe 3.3.1.3, la caractérisation des effets est actuellement réalisée différemment si l'effet étudié est à seuil ou sans seuil. Pour chaque substance, on cherche à établir une valeur prédictive de toxicité, à seuil ou non, que l'on appelle valeur toxicologique de référence (VTR). Les principales VTR sont présentées dans le Tableau 8.
Pour les effets à seuil, une VTR correspond à la valeur pour laquelle la substance considérée n'aurait pas d'effet toxique, soit un seuil à ne pas dépasser. L'objectif des expérimentations consiste alors à obtenir l'exposition journalière admissible. Cette dernière correspond à une dose pour l'ingestion et le contact cutané ou à une concentration d'exposition pour une certaine durée (heure, jours, vie entière...) pour l'inhalation.

Pour les effets sans seuil, la VTR d'une substance correspond à un niveau de risque, puisque, par définition, toute exposition occasionne un excès de risque de développer la pathologie.

Les VTR sont extraites des relations dose-réponse, obtenues par expérimentation (Annexe 2). En absence de données humaines, les expériences sont réalisées sur des animaux. Cette approche repose sur l'hypothèse que les animaux de laboratoire sont suffisamment proches de l'homme pour être utilisés comme substituts.

<table><caption>Tableau 8: Principaux types de valeurs toxicologiques de référence (VTR) en 2010</caption><thead><tr><td>Organisme</td><td>VTR à seuil ingestion</td><td>VTR à seuil inhalation</td><td>VTR sans seuil</td></tr></thead><tbody><tr><td>US EPA*</td><td>Dose de référence « Reference dose » (RfD)</td><td>Concentration de référence « Reference Concentration » (RfC)</td><td>Excès de risque unitaire (oral) (ERU) « Oral Slope Factor » Excès de risque unitaire par inhalation (ERUI) « Air Unit Risk »</td></tr><tr><td>ATSDR*</td><td>Niveau de risque minimum « Minimum Risk Level » (MRL)</td><td>Niveau de risque minimum « Minimum Risk Level » (MRL)</td><td></td></tr><tr><td>OMS*</td><td>Valeur guide (GV)</td><td>Valeur guide (GV) ou Concentration tolérable dans l'air (TCA)</td><td>Facteur de pente (oral) « Oral Slope Factor » Unité de risque unitaire pour l'inhalation (pour 1mg/m3 d'exposition) « Inhalation Unit Risk »</td></tr><tr><td>Santé Canada</td><td>Dose journalière admissible (DJA)</td><td>Concentration admissible (CA)</td><td>Dose tumorigène (DT<sub>0.05</sub>) Concentration tumorigène (CT<sub>0.05</sub>)</td></tr><tr><td>RIVM*</td><td>Dose journalière tolérable « Tolerable daily intake » (TDI)</td><td>Concentration tolérable dans l'air (TCA)</td><td></td></tr><tr><td>OEHHA*</td><td>Niveau d'exposition orale de référence « Oral reference exposure level » (REL)</td><td>Niveau de concentration d'exposition de référence « Concentration reference exposure level » (CREL)</td><td></td></tr></tbody></table>

Les relations dose-réponse caractérisent l'apparition d'un effet à la suite d'une exposition à une substance toxique. Par ailleurs, une substance peut être à l'origine de différents effets néfastes pour l'homme, selon la voie d'exposition pour des effets locaux (irritation des poumons par voie respiratoire, brûlure de la peau par voie cutanée...), s'il possède plusieurs cibles (organes ou cellules) ou plusieurs mécanismes d'action (irritatif, mutagène...) et selon
la dose d'exposition (modification des effets avec l'augmentation de la dose). Pour une même
voie d'exposition, on considère généralement un seul effet (voir le paragraphe suivant sur la
construction des VTR). Généralement, plusieurs VTR seront établies pour une même
substance si elle a des effets différents selon les voies d'exposition ou si elle provoque à la
fois des effets à seuil et sans seuil. La base de données Furetox (http://www.furetox.fr/) de
l'InVS recense les VTR proposées par les principaux organismes. Chacune de ces structures
propose des documents détaillés sur l'élaboration de leurs VTR sur leur site Internet. Les
valeurs toxicologiques de l'US EPA sont disponibles dans la base IRIS (pour Integrated Risk
Information System).

Les VTR sont couramment utilisées en évaluation des risques sanitaires et contribuent
egalement à la construction de valeurs guides ou de normes. Cependant, malgré son
application générale, la distinction entre effets à seuil et effets sans seuil est discutée
(National Research Council, 2009). Ceci est notamment dû à la difficulté de déterminer un
seuil d'action pour certaines substances non cancérogènes. Cet aspect est notamment illustré
par les polluants traceurs de la pollution atmosphérique, très étudiés, et est détaillé au
paragraphe 3.3.4.

3.3.3.4.2 Méthode de construction

Les VTR sont construites à partir de données obtenues grâce à des études toxicologiques
chez l'animal ou à des études épidémiologiques chez l'homme (expositions professionnelles).

Trois étapes conduisent à la construction des VTR :

* Détermination de l'effet ou des effets critiques. Il s'agit généralement du premier effet qui apparaît, c'est à dire au niveau d'exposition le plus faible ; parfois un effet présentant une gravité très forte peut aussi être choisi.

* Détermination d'une dose sans effet ou d'un niveau de risque, généralement déterminés par expérimentation animale. Pour les effets sans seuil, les données expérimentales sont modélisées et une extrapolation est menée vers le domaine des faibles doses. L'excès de risque unitaire correspond à la probabilité supplémentaire, pour un individu exposé, de développer un cancer s'il est exposé pendant sa vie entière à une unité de dose de la substance cancérogène, par rapport à un sujet non exposé (limite supérieure de l'intervalle de confiance de la pente de la droite reliant la dose et la réponse). Pour les effets à seuil, les expériences conduisent à un résultat exprimé sous la forme d'une Dose ou concentration sans effet nocif observé (pour NO(A)EL, « No Observed (Adverse) Effect Level ») ou d'une « benchmark dose » ou « benchmark concentration » (BMD ou BMC). La NOAEL correspond à la dose la plus élevée du protocole expérimental pour laquelle on n'observe pas d'effet. Les BMD (ou BMC) sont obtenues après modélisation de la courbe de réponse, en prenant en compte les réponses à toutes les doses testées. Elles correspondent alors à la dose, ou à la concentration, qui provoque un changement défini dans la réponse par rapport au
niveau de fond (différence statistiquement significative de la réponse entre les individus exposés et les témoins). Dans ce deuxième cas, on ne peut donc plus parler strictement de seuil de toxicité. La modélisation des données permet de prendre en compte la linéarité ou non des effets aux faibles doses. Les BMD présentent ainsi l'intérêt d'harmoniser les approches d'évaluation des risques pour les substances cancérogènes et non cancérogènes.

* Application de facteurs d'incertitude à cette valeur, afin de prendre notamment en compte la variabilité interspécifique (passage de données animales à une application à l'homme) et intraspécifique (tous les individus d'une même espèce ne présentent pas la même sensibilité). Le cas échéant, il peut s'agir d'un facteur d'extrapolation de l'exposition professionnelle à l'exposition générale (durée et intensité des expositions différentes).

### 3.3.4. Pollution atmosphérique et santé

La pollution atmosphérique présente une forte hétérogénéité spatiale et temporelle, tant au niveau de la nature des substances la composant (différences qualitatives) que de leurs niveaux de concentration relatifs (différences quantitatives). Il s'agit d'un mélange complexe, par opposition à un mélange simple qui serait composé d'un nombre relativement restreint de composés et dont la toxicité totale pourrait être caractérisée par une combinaison de la toxicité et des interactions des composés. D'après l'US EPA (2000), dans le cas d'un mélange complexe, l'estimation de la toxicité totale ne peut pas être basée sur la toxicité de tous ses composants, car elle contiendrait trop d'incertitudes et d'erreurs pour être utile.

Les effets sanitaires que l'on observe sont ceux de ce mélange et il serait très difficile de déterminer la part attribuable à chaque substance. En effet, l'effet total est probablement différent de la somme des effets individuels (Dominici et al., 2010). De plus, les effets reliés à la pollution atmosphérique ne sont pas spécifiques : d'autres facteurs, environnementaux ou non, conduisent conjointement au développement de ces pathologies.

L'approche multipolluant semble la plus pertinente dans le domaine de l'étude de la qualité de l'air et de ses effets. Des travaux sont en cours pour développer des méthodes permettant de prendre en compte les effets d'un mélange (Dominici et al., 2010). Les principes de base de cette approche sont l'additivité des doses pour un effet identique et l'indépendance d'action pour des effets différents (Kortenkamp et al., 2009). L'additivité correspond à un scénario protecteur sauf dans le cas de synergies, situations rares qu'il faut identifier pour les traiter de manière appropriée. Cependant, un aspect reste délicat à intégrer : si les concentrations d'exposition aux substances sont inférieures aux seuils définis de toxicité, cela ne signifie pas l'absence de risque pour une exposition au mélange. En effet, dans ce cas, des effets peuvent apparaître à des niveaux inférieurs à ceux observés pour une exposition à une substance unique (expérimentale). Le cas de la pollution atmosphérique est particulièrement
ardu, en raison de la grande hétérogénéité qualitative et spatiotemporelle de sa composition. Aucune méthode ne permet actuellement d'évaluer sa toxicité globale.

A défaut de pouvoir estimer les effets d'un tel mélange, deux approches peuvent être envisagées : une approche polluant par polluant ou une approche par le biais d'un polluant indicateur.

La première approche possible pour étudier les effets de la pollution atmosphérique sur la santé consiste en une évaluation polluant par polluant. Les substances ayant été les plus étudiées sont celles utilisées en tant qu'indicatrices. Les effets identifiés ou envisagés sont détaillés dans le Tableau 9. Dans cette situation, les effets sont étudiés par une approche toxicologique, dans des conditions expérimentales (laboratoire). Il faut noter que les paramètres d'exposition à ces polluants sont difficilement maîtrisables en laboratoire, ce qui complique la mise en place d'études toxicologiques. Pour les faibles niveaux d'exposition, il est difficile de mettre en évidence les effets propres des substances utilisées en indicateurs du mélange et leurs mécanismes sous-jacents.

<table><caption>Tableau 9: Effets sanitaires propres aux indicateurs de pollution (d'après Pascal, 2009 ; INERIS, 2010)</caption><thead><tr><td>Substance</td><td>Effets (à court et long terme)</td></tr></thead><tbody><tr><td>NO<sub>2</sub></td><td><ul><li>Inflammation des voies respiratoires possible</li><li>Baisse suggérée de la fonction respiratoire</li><li>Aggravation suggérée des pathologies respiratoires chroniques (asthme et bronchite chronique obstructive)</li><li>Augmentation suggérée de la sensibilité aux infections</li></ul></td></tr><tr><td>SO<sub>2</sub></td><td><ul><li>Irritant respiratoire</li><li>Bronchoconstriction (surtout chez les personnes souffrant déjà d'une pathologie respiratoire chronique)</li></ul></td></tr><tr><td>Particules</td><td>Effets généraux des PM10 et PM2,5 → variabilité selon diamètre<br>Variabilité probable selon la composition des particules<ul><li>Fonction respiratoire (Possible inflammation pulmonaire → stress oxydatif local)</li><li>Système cardiovasculaire</li><li>Effets possibles sur le système nerveux autonome (augmentation de la fréquence cardiaque et baisse de sa variabilité)</li><li>Potentiellement cancérogènes à long terme</li></ul></td></tr><tr><td>CO</td><td><ul><li>Atteintes du système nerveux central et des organes sensoriels</li><li>Effets sur le système cardio-vasculaire</li></ul></td></tr><tr><td>COV</td><td><ul><li>Irritation des yeux</li><li>Irritation des poumons, bronchites en exposition chronique</li><li>Potentiellement cancérogène à long terme</li></ul></td></tr><tr><td>O<sub>3</sub></td><td><ul><li>Altération de la fonction respiratoire (inflammation des voies respiratoires et Irritation de la gorge et des poumons)</li><li>Aggravation de maladies respiratoires chroniques, augmentation de la fréquence des crises d'asthme et autres symptômes respiratoires</li><li>Irritation des yeux</li><li>Altération résistance aux infections possible</li></ul></td></tr></tbody></table>
Dans cette approche, chaque polluant est ainsi caractérisé par une ou plusieurs valeurs toxicologiques de référence. Or, en ce qui concerne les effets non cancérogènes des principales substances règlementées (NOₓ, PM...), aucun seuil d'effet n'a pu être actuellement mis en évidence, que ce soit via l'épidémiologie ou la toxicologie.

Les difficultés rencontrées pour estimer un seuil de toxicité peuvent en partie être expliquées par le fait que l'ensemble de la population est exposé à ces substances, dont les individus particulièrement sensibles (physiologie, pathologie déjà présente...). Ces personnes développeraient les effets pour des niveaux d'exposition bien inférieurs à ce qui serait trouvé en laboratoire. En effet, lors des expériences en laboratoire, le nombre d'individus exposés est limité, ce qui diminue la variabilité de sensibilité intraspécifique et permettrait d'identifier un seuil quand les conditions d'exposition sont bien maîtrisées. Par exemple, pour une maladie avec un risque de 10⁻⁴, il est moins probable d'observer un cas quand on suit 100 personnes que quand on en suit 10 000.

L'impact sanitaire de l'ensemble des substances toxiques pour l'homme est actuellement impossible à estimer.

L'autre approche d'évaluation des effets sanitaires de la pollution atmosphérique a recours aux études épidémiologiques (études de la population dans ses conditions réelles d'exposition). Elle utilise les associations stables et cohérentes identifiées entre un indicateur de la pollution atmosphérique et certains évènements sanitaires (admissions hospitalières ou consultations pour symptômes respiratoires, cardiovasculaires, mortalité...). Les substances indicatrices ne sont pas considérées pour leurs propriétés propres, mais en tant que marqueurs d'un mélange (pollution atmosphérique) ; il s'agit le plus généralement des polluants règlementés, soit les particules fines (PM10, PM2,5), l'ozone, le NO₂ et le SO₂. Il s'agit de l'approche la plus utilisée actuellement (méthode d'évaluation des impacts sanitaires de la pollution atmosphérique, « environmental burden of diseases »...)

De nombreuses études épidémiologiques ont été menées sur ce sujet. La plupart traitent des liens à court terme entre la pollution atmosphérique et certains évènements de santé. En effet, ce type d'étude est plus facile à mettre en place en raison d'une moindre complexité, de durée et de coûts inférieurs par rapport à ceux nécessaires aux études de cohorte pratiquées pour les études à long terme. De plus, les évènements sanitaires à long terme étudiés doivent être définis d'une manière précise. En effet, les effets de la pollution atmosphérique à court et long terme peuvent être mêlés. Par exemple, dans le cas de l'asthme, l'exposition chronique à la pollution atmosphérique pourrait être un facteur de risque pour la pathologie chronique sous-jacente, alors qu'une exposition à court terme se traduit par un évènement aigu (crise d'asthme) (Extrapol 29, 2006). Par ailleurs, l'étude des effets à long terme en épidémiologie ne permet pas d'assurer que les risques mis en évidence correspondent aux risques actuels, puisque, sur des durées supérieures à 20 ans, la pollution a évolué quantitativement et qualitativement (Extrapol 29, 2006).
Les principaux résultats de ces études sont présentés dans le Tableau 10. Chaque indicateur sanitaire est indiqué sur la même ligne que le(s) polluant(s) traceur(s) pour lesquels une association a été trouvée à court ou à long terme.

<table><caption>**Tableau 10 :** Principaux effets sanitaires corrélés aux indicateurs de pollution atmosphérique dans les études épidémiologiques (non exhaustif) (d'après InVS, 2008)</caption><thead><tr><th></th><th>Evènement sanitaire indicateur</th><th>Polluants traceurs</th><th>Effet à</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="4">Mortalité</td><td>Totale</td><td>O<sub>3</sub>, NO<sub>2</sub><br>Particules fines (PM10 et PM2,5)</td><td rowspan="2">Court terme</td></tr><tr><td>Cardiovasculaire</td><td>O<sub>3</sub>, NO<sub>2</sub></td></tr><tr><td>Cardio-pulmonaire</td><td></td><td></td></tr><tr><td>- Toutes causes, cardio-pulmonaire et par cancer du poumon<br>- Respiratoire</td><td>Particules et SO<sub>2</sub><br>NO<sub>x</sub></td><td>Long terme</td></tr><tr><td rowspan="6">Morbidité</td><td>Hospitalisations pour pathologies respiratoires</td><td>PM10<br>NO<sub>2</sub>, CO, SO<sub>2</sub> (variable entre villes)</td><td>Court terme</td></tr><tr><td>- Broncho-pneumopathie chronique obstructive chez personnes âgées<br>- Episodes bronchiques aigus<br>- Crise d'asthme chez les enfants<br>- Hospitalisations pour asthme</td><td>O<sub>3</sub>, NO<sub>2</sub>, PM10<br>PM10</td><td>Court terme</td></tr><tr><td>Admissions hospitalières pour cause cardiovasculaire</td><td>NO<sub>2</sub><br>CO<br>O<sub>3</sub> variable<br>PM10, PM2,5 (variable selon taille particules et spécificité des pathologies étudiées)</td><td>Court terme</td></tr><tr><td>Nombre de visites médicales à domicile</td><td>PM10, PM2,5</td><td>Court terme</td></tr><tr><td>- Cancer du poumon<br>- Maladies cardio-pulmonaires (asthme, broncho-pneumopathie chronique obstructive (BPCO), infarctus du myocarde...)<br>- Développement pulmonaire chez l'enfant</td><td>- NO<sub>x</sub></td><td>Long terme</td></tr></tbody></table>

L'exposition à la pollution atmosphérique est associée à une augmentation de risque pour certains évènements de santé, se traduisant notamment par une réduction de la qualité et de l'espérance de vie. La cohérence des différentes études menées sur le sujet, en plus des connaissances expérimentales en toxicologie et des bénéfices sanitaires observés lors de la réduction des niveaux de pollution atmosphérique urbaine, tend à démontrer la nature causale des relations observées (Kunzli et al., 2000; InVS 2008; Pascal, 2009). L'hypothèse de causalité de la relation entre la pollution atmosphérique et certains évènements sanitaires (voir Tableau 11) est à la base des méthodes d'évaluation des impacts.

Les effets liés à une exposition à long terme sont plus importants que ceux liés à une exposition à court terme, d'après les diverses études disponibles. De plus, ces expositions concernent des niveaux de pollution très bas, rencontrés dans de nombreuses villes européennes. Cependant, le niveau d'association à long terme entre un ou plusieurs polluants traceurs et un indicateur sanitaire varie selon les études menées dans différents pays. Cette variabilité pourrait refléter des différences qualitatives et quantitatives de la composition de la pollution atmosphérique urbaine ou des caractéristiques locales.
Certaines informations, qui pourraient être très utiles, ne sont pas toujours disponibles. Ce problème se pose principalement pour les effets à long terme, résultant d'une exposition chronique sur des années. En effet, pour estimer un impact sanitaire futur (nombre de cas...), on utilise des informations obtenues par des études épidémiologiques mettant en relation un nombre d'évènements sanitaires avec des niveaux d'exposition à un polluant traceur, représentant la pollution de l'air pour cette période passée. Or, entre temps, la composition du mélange de polluants aura vraisemblablement changé. De plus, la sensibilité de la population à la pollution de l'air risque d'évoluer avec l'augmentation progressive de son l'âge. Par ailleurs, les effets des particules ultrafines provenant du trafic routier restent encore peu connus, de même que les effets à long terme de l'ozone, peu étudiés.

Il serait intéressant de pouvoir estimer la part des polluants primaires dans les impacts totaux de la pollution atmosphérique et de la comparer avec celle des polluants secondaires. Ceci serait particulièrement important pour observer la pertinence de l'indicateur que nous recherchons, puisque celui-ci ne traitera que des polluants primaires. Il est également possible que la répartition des effets attribuables à des polluants primaires ou non soient variable dans le temps et l'espace, notamment dans le cas des précurseurs.

### 3.3.5. Épidémiologie et toxicologie

Dans le domaine de la santé-environnement, il existe deux types d'étude complémentaires à la base de l'évaluation des effets de substances chimiques : les études épidémiologiques et les études toxicologiques.

L'épidémiologie est définie par Last (1988) comme « l'étude de la distribution et des déterminants des états de santé ou évènements dans une population définie et l'application de cette étude au contrôle des problèmes de santé ». Les études épidémiologiques peuvent être descriptives, c'est-à-dire décrire la répartition d'une maladie dans une population, ou analytiques. Dans ce second cas, l'objectif est alors d'expliquer le phénomène observé. C'est le type d'études qui nous intéresse ici. Les différentes modalités dépendent alors du degré de contrôle que l'on veut exercer sur l'exposition au facteur étudié (expérimental versus observation) et du mode de sélection des sujets (selon exposition pour les études de cohorte et selon les maladies dans les études cas - témoin). Lors de ces études, on recense dans la population le nombre de personnes ayant développé une maladie (ou un symptôme) ayant été ou non exposé à un facteur de risque. Une étude épidémiologique permet de mettre en évidence les relations entre un facteur et un évènement de santé (corrélation statistique), ainsi que de suggérer, le cas échéant, la causalité de la relation, quand un certain nombre de critères sont respectés. On utilise pour cela généralement les critères de Bradford Hill, appliqués au cas de la pollution atmosphérique dans le Tableau 11. La colonne « nécessité » indique le niveau d'exigence de chaque critère pour établir la causalité.
Dans le cas de l'étude des effets de la pollution atmosphérique, on ne maîtrise pas les conditions du milieu, notamment les conditions d'exposition et la présence de facteurs de confusion.

La toxicologie est la science étudiant les substances toxiques, leurs modes d'action et leurs effets sur des êtres vivants. Les études expérimentales toxicologiques sont menées en laboratoire, généralement sur des animaux, afin de contrôler autant que possible les paramètres d'expérimentation (exposition...). On sépare la toxicocinétique (étude du devenir des substances dans l'organisme : absorption, distribution, métabolisme, élimination – influence de l'organisme sur le toxique) de la toxicodynamie (étude de l'effet du toxique sur l'organisme et des facteurs intervenant dans la toxicité). Ce type de travail permet de déterminer le potentiel de toxicité et les effets d'une substance, ainsi que d'obtenir des valeurs toxicologiques qui pourront être utilisées en gestion des risques. Ces expériences participent également à l'établissement du lien de causalité entre l'exposition à la substance et le développement de l'effet étudié.

<table><caption>Tableau 11 : Application des critères de causalité dans la relation pollution atmosphérique et santé (Cassadou et al., 2002)</caption><thead><tr><td>Critères</td><td>Signification</td><td>Nécessité</td><td>Pollution atmosphérique</td></tr></thead><tbody><tr><td>Force de l'association</td><td>Grandeur du risque relatif</td><td>-</td><td>Faibles risques</td></tr><tr><td>Constance des résultats</td><td>Mêmes résultats observés à partir de différentes méthodes d'étude, d'équipes, de lieux et de circonstances</td><td>++</td><td>Risques estimés comparables dans la plupart des études</td></tr><tr><td>Spécificité</td><td>L'exposition à un facteur donné donne une maladie donnée</td><td>-</td><td>Critère rarement observé en épidémiologie environnementale</td></tr><tr><td>Temporalité</td><td>L'exposition précède la maladie</td><td>+++</td><td>Vérifiée</td></tr><tr><td>Relation dose-effet</td><td>Gradient entre l'exposition et l'effet</td><td>-</td><td>Observée</td></tr><tr><td>Plausibilité biologique</td><td>Relation compatible avec un mécanisme biologique connu</td><td>-</td><td>Mécanismes de mieux en mieux identifiés, en particulier pour les particules</td></tr><tr><td>Cohérence des résultats</td><td>L'interprétation causale des résultats n'est pas contradictoire avec les connaissances disponibles</td><td>-</td><td>Ensemble des résultats cohérents entre eux</td></tr><tr><td>Preuves expérimentales</td><td>Observations confirmées par des données expérimentales</td><td>-</td><td>Quasi-absence de données expérimentales en milieu urbain</td></tr></tbody></table>
<figure><img src="image_10.png" /></figure>
# 4. Évaluation des impacts sanitaires de la pollution de l'air

## 4.1. Indicateurs de la pollution de l'air à visée sanitaire existants

La qualité de l'air et son impact sur la santé étant des préoccupations importantes, divers indicateurs ont été proposés sous la forme d'indicateurs d'exposition ou d'indicateurs d'impact sanitaire.

### 4.1.1. Indicateur de qualité de l'air : exemple de l'indice ATMO

La manière la plus simple d'appréhender la pollution de l'air consiste à mesurer les concentrations ambiantes en certains polluants. Ces concentrations peuvent alors être comparées avec les valeurs toxicologiques ou les valeurs réglementaires de ces substances afin d'avoir une idée de la qualité de l'air et, ainsi, des impacts potentiels sur l'environnement ou la santé humaine.

L'indice ATMO permet d'illustrer ce type d'approche, puisqu'il repose sur de telles mesures et non pas sur des données sanitaires. Il a pour données d'entrée les concentrations en quatre polluants atmosphériques (NO₂, ozone, PM10 et SO₂), mesurées sur une journée par les stations de pollution de fond (urbaines et semi-urbaines). Le sous-indice « PM10 » correspond à la moyenne des moyennes journalières (c'est-à-dire la moyenne générale) mesurées par les stations sélectionnées. Les sous-indices « NO₂ », « SO₂ » et « O₃ » sont quant à eux calculés en faisant la moyenne des maxima horaires. Ces niveaux correspondent aux pics de pollution et peuvent être reliés aux effets à court terme sur la santé.

Pour chacun de ces sous-indices, dix niveaux sont fixés selon les concentrations. Le tableau des niveaux et des concentrations correspondantes pour ces polluants est présenté à l'Annexe 3. Le niveau de l'indice ATMO correspond à celui du sous indice maximum. Le Tableau 12 montre l'interprétation du niveau de d'indice, indiquant la qualité de l'air de la journée.

<table><caption>Tableau 12 : Interprétation des classes de qualité de l'indice ATMO</caption><thead><tr><th>Classes</th><th></th></tr></thead><tbody><tr><td>1 et 2</td><td>Très bon</td></tr><tr><td>3 et 4</td><td>Bon</td></tr><tr><td>5</td><td>Moyen</td></tr><tr><td>6 et 7</td><td>Médiocre</td></tr><tr><td>8 et 9</td><td>Mauvais</td></tr><tr><td>10</td><td>Très mauvais</td></tr></tbody></table>

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Seuil d'information et de recommandations

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Seuil d'alerte
Ces niveaux ont été fixés sur la base de deux seuils fixés par la réglementation : le seuil de recommandation et d'information, correspondant au niveau 8 ATMO, et le seuil d'alerte, correspondant au niveau 10. Ces valeurs ont été choisies notamment d'après des recommandations scientifiques (valeurs guides de l'OMS ou pour les PM10 seuil de précaution du Conseil Supérieur d'Hygiène Publique de France - CSHPF). Les niveaux 1 à 7 suivent une échelle plus ou moins linéaire pour conduire à ces valeurs.

L'information du public est effectuée selon ces deux seuils de dépassement. Le premier seuil correspond à des effets limités sur la santé des personnes sensibles (enfants, personnes âgées, asthmatiques ou souffrant d'insuffisance respiratoire chronique) pour une exposition à court terme. La population est alors informée, avec des recommandations sanitaires adressées aux personnes sensibles (éviter les activités physiques intenses...) et des recommandations comportementales auprès de l'ensemble de la population afin de limiter les émissions.

Le second seuil correspond au 'niveau de concentration d'un polluant dans l'atmosphère au-delà duquel une exposition de courte durée présente un risque pour la santé humaine'. Les recommandations sanitaires concernent cette fois toute la population, avec un renforcement pour les personnes sensibles. Des restrictions, voire même des suspensions des activités contribuant à la pollution de l'air (industries et transports) peuvent être décidées (Bouallala et al., 2008 ; ASQAA Rhône-Alpes, 2009).

Ce système de surveillance peut être critiqué par de nombreux aspects, surtout au vu des implications sanitaires, mais il a le mérite d'exister. Cet indicateur concerne uniquement les effets de la pollution à court terme, liés aux pics de pollution. Or le suivi des concentrations des polluants indicateurs et diverses études épidémiologiques (INVS, 2008) ont mis en évidence que l'impact sanitaire principal de la pollution atmosphérique est lié à l'exposition chronique aux niveaux de pollution de fond. De plus, le niveau de l'indice ne reflète la concentration que d'une substance, ne donnant aucune information sur les expositions cumulées (avec l'ensemble des polluants atmosphériques, inclus ou non dans le calcul d'ATMO). Il permet néanmoins de communiquer de manière facilement compréhensible sur la qualité de l'air et sur les mesures à prendre en cas d'alerte, grâce à des données disponibles en routine (polluants règlementés dont la mesure est obligatoire). L'indice ATMO ne permet pas de comparer de manière satisfaisante plusieurs villes ou situations dans le temps (un même indice ne signifie pas une qualité d'air identique).

### 4.1.2. Indicateur d'exposition prenant en compte la population : exemple de l'Indice Pollution Population – IPP

L'indice ATMO abordé au paragraphe précédent utilisait les concentrations ambiantes des polluants traceurs pour estimer l'exposition des populations en zone urbaine. Or, dans certaines situations (besoin d'une information sanitaire plus précise, comparaison de scénarios...), ce type d'indicateur est insuffisant car il faut prendre en compte la population exposée. C'est notamment le cas de l'indice pollution - population (IPP), utilisé dans le
volet « air et santé » des études d'impacts de certaines infrastructures routières. L'IPP est un indicateur simplifié de l'exposition d'une population à la pollution atmosphérique liée au trafic (indice d'exposition à un polluant).

### 4.1.2.1. Contexte et objet de l'indice pollution - population

Pour les études d'impact des infrastructures routières, la circulaire interministérielle du 25 février 2005 base la prise en compte des effets sur la santé de la pollution de l'air sur le principe de proportionnalité. Cela signifie que le contenu du volet « air et santé » de ces études d'impacts doit être adapté à la dangerosité des émissions et/ou à la sensibilité des populations exposées (CETE, 2007). Les modalités pratiques ont été définies dans une note méthodologique (CERTU, 2005).

Pour cela, une typologie du niveau d'étude des infrastructures a été établie (circulaire du 22 novembre 2004), sur la base du type de bâti et de la densité de population à proximité de la voie de circulation d'une part, et d'autre part de la longueur de l'axe et du trafic prévu. 4 niveaux d'études ont ainsi été définis, depuis le niveau IV, pour lequel seul un travail léger est requis, jusqu'au niveau I nécessitant une évaluation complète des risques sanitaires. Les différents niveaux d'études, leurs critères de définitions et les étapes de travail à effectuer pour chacun d'eux sont détaillés au paragraphe 4.4.1.

Pour les études de niveau I et II, un indicateur simplifié a été proposé : il s'agit de l'indice pollution / population (IPP). Son objectif est de permettre la comparaison des différentes alternatives du projet. Il est calculé à la fois à partir des émissions et de la répartition spatiale de la population habitant à côté du tracé des voies de circulation concernées, actuelles et futures.

Il est important de souligner que l'IPP reflète très grossièrement l'exposition de la population à la pollution atmosphérique. Cet indicateur permet de comparer de manière relative les impacts sanitaires des variantes du projet.

L'IPP est calculé pour un traceur de la pollution liée au trafic. Les deux substances les plus utilisées sont le NO₂ et le benzène. Dans un premier temps, le NO₂ a été préconisé dans les circulaires interministérielles (équipement – santé), avant d'être remplacé par le benzène en 2005, suite à des travaux du CETE Méditerranée en 2003. Les raisons invoquées pour le choix du benzène sont sa toxicité et son caractère prioritaire dans le Plan national santé-environnement. Il est en effet classé par le Centre international de recherche contre le cancer (CIRC) en tant que cancérogène certain et est aussi caractérisé pour des effets non cancérogènes à la suite d'exposition aiguës ou chroniques. Cependant, un autre travail mené par le Ministère de l'Environnement (Barbera, 2005) souligne la nécessité d'utiliser d'autres critères, en plus de la toxicité, pour sélectionner le polluant à utiliser : le niveau de connaissance épidémiologique, la métrologie, la qualité des chroniques de mesure, la stabilité du polluant, sa capacité à être modélisé et son niveau d'émission. L'application de ces critères conduit l'auteur à préconiser le retour à l'utilisation du NO₂.
### 4.1.2.2. Calcul de l'Indice Pollution Population

Deux échelles géographiques sont définies dans ces travaux : le domaine d'étude et la bande d'étude. Le domaine d'étude correspond au périmètre du projet, c'est-à-dire l'ensemble des variantes envisagées et du réseau routier existant dont le flux variera de plus ou moins 10 % avec la réalisation du projet. La bande d'étude correspond quant à elle à une zone autour des axes routiers étudiés de 100 m de largeur pour la pollution particulaire par les métaux lourds et de 100 à 300 m pour les gaz (largeur variable avec le trafic). La circulaire interministérielle de 2005 préconise l'utilisation, du moins dans un premier temps, de la bande d'étude, pour se concentrer sur l'influence de la proximité des infrastructures.

La première étape consiste à construire un cadastre des émissions, représentation spatiale des émissions. Il s'agit donc de répartir géographiquement les émissions linéiques calculées. L'aire d'étude est carroyée avec une maille de taille fixe et les émissions sont calculées dans chaque maille.

Une fois le cadastre établi, il faut établir un cadastre « d'émissions influencées par le vent » en appliquant un modèle de dispersion de type gaussien à chaque maille. Il s'agit ainsi d'une modélisation très simple qui conduit à une estimation grossière des concentrations. Ces modèles prennent en compte la stabilité verticale (classes de Pasquil) et la vitesse du vent (à une hauteur de 10 m – Barbera, 2005). La note méthodologique (CERTU, 2005) n'utilise pas le terme de concentration en raison de la grande simplicité de cette méthode, qui n'est pas totalement valable en milieu urbain ou semi-urbain. Ceci permet de prendre en compte la dispersion due au vent, si possible à partir de données météorologiques locales.

En parallèle à ce travail, il faut établir une base population. L'aire d'étude doit être découpée en zones de densité de population homogène (par rapport à l'habitat). Le CERTU (2005) précise dans l'annexe technique de la note méthodologique du « volet air » (CERTU/SETRA/ADEME, 2001) qu'il est possible d'utiliser les données INSEE de la population de l'îlot, d'exploiter des photographies aériennes ou l'occupation des sols de la base de données Corine Landcover, ou encore de découper arbitrairement des zones sur une carte et de leur attribuer une densité justifiable. La population des zones peut varier entre les différents scénarios, selon les infrastructures mises en place (zones mieux desservies...).

Une fois ces étapes réalisées, il est possible de procéder au calcul de l'IPP lui-même. Pour cela, on associe à chaque maille du cadastre des émissions dispersées la population qui y réside. Ces informations peuvent être synthétisées sous la forme d'un tableau associant pour chaque maille une population et une donnée d'exposition. Un histogramme de distribution par classe de valeur de concentration est alors créé en sommant les populations associées à chaque classe (abscisse : émissions après dispersion ; ordonnée : nombre de mailles).
En considérant que les effets sanitaires sont proportionnels aux concentrations, l'IPP peut représenter la santé des populations exposées à la pollution d'origine routière. L'indicateur global est obtenu en calculant l'aire de l'histogramme population – émissions dispersées. Chaque variante étudiée est caractérisée par une aire qui lui est propre, ce qui permet de les comparer.

Il n'est possible de discriminer les résultats de l'IPP que s'il y a de fortes différences entre eux (> 20 à 30 %). Dans ce cas, la meilleure alternative en terme de santé correspondra à celle disposant du plus faible résultat. Si les différences sont plus faibles, les scénarios sont considérés équivalents.

En pratique, ce résultat n'est pas très pratique à obtenir, à interpréter et à communiquer. Ainsi, dans les études d'impact, l'IPP est calculé d'après l'équation suivante avec n le nombre de mailles i :

$$ IPP = \sum_{i=1}^{n} Concentration_{i} \times Population_{i} $$

L'IPP est ainsi exprimé en personnes. µg / m³. Ce résultat est plus facile à interpréter et à utiliser (Barbera, 2005), tout en exprimant la même chose.

Ceci soulève une question récurrente dans le domaine de la santé-environnement, à savoir s'il vaut mieux une solution dans laquelle beaucoup de personnes seraient faiblement exposées ou peu de personnes mais à des concentrations plus fortes.

Cette méthode nécessite de prendre en compte l'urbanisation future des espaces considérés, notamment liée au développement des infrastructures de transport.

L'IPP n'est calculé que pour une substance dans le cadre des études d'impact. Dans un autre contexte, il serait possible de le calculer pour d'autres polluants, s'il est possible de calculer leurs émissions et de les spatialiser dans un cadastre. Le choix du polluant conditionne la sensibilité du résultat, notamment en raison de la fiabilité relative de leur modélisation.

La prise en compte de l'exposition des populations est intéressante. Le choix a été fait de s'intéresser uniquement aux bandes d'études, c'est-à-dire à la population à proximité des voies de circulation étudiées. La réalisation de ce travail reste néanmoins assez complexe et nécessite des compétences particulières, particulièrement en ce qui concerne le cadastre des émissions et le cadastre des émissions dispersées.
## Conclusion intermédiaire :

- Approches de synthèses d'informations, simplifications

- **ATMO** : part des concentrations : ce type d'indicateur ne relie pas les concentrations à leur impact. Situation ponctuelle dans la chaîne de causalité.

<figure><img src="image_13.png" /></figure>

- ATMO ne concerne que les effets à court-terme

Interprétation d'une situation et association avec d'autres informations → gestion (concentrations atmosphériques mesurées en stations → seuils d'information, puis d'alerte de la population)

- **Indice Pollution Population** : indicateur simplifié, adapté au trafic routier et basé sur les émissions, prenant en compte l'exposition de la population.

Données d'entrée : prévisions de trafic, émissions et densité de population.

Utilisation de système d'information géographique (SIG)

<figure><img src="image_14.png" /></figure>

- Ne prend pas en compte la gravité

- Relativement complexe à réaliser

# 4.2. Méthodes d'évaluation des impacts sanitaires

Une revue des méthodes d'évaluation des impacts sanitaires existantes, notamment appliquées à la pollution de l'air, a permis de faire le point et d'étudier ce qui peut nous être utile pour remplir nos objectifs.

## 4.2.1. Evaluation des risques sanitaires (ERS)

L'Evaluation des risques sanitaires a été définie par le Conseil national de recherche états-unien (National Research Council) en 1983 comme l'utilisation de faits scientifiques pour définir les effets sur la santé d'une exposition d'individus ou de populations à des matériaux ou à des situations dangereuses. Il s'agit d'une démarche standardisée qui peut être adaptée pour répondre à des problématiques plus précises.
### 4.2.1.1. Objectifs et destinataires

L'évaluation des risques sanitaires est utilisée pour apporter des informations dans de nombreuses situations et constitue un outil d'aide à la décision. Par exemple, elle permet de sensibiliser des non-spécialistes à un problème, de définir une stratégie d'action ou encore d'étudier la pertinence d'une action de prévention, du lancement de mesures complémentaires (études ou actions de surveillance épidémiologique, de dépistage...). On parle d'évaluation quantitative des risques sanitaires (EQRS) quand la disponibilité des données rend possible la quantification des risques. Elle peut alors servir de support scientifique pour fixer des objectifs de décontamination ou encore des valeurs guide de qualité des milieux (InVS/AFSSET, 2007).

La méthodologie définie aux Etats-Unis a été retranscrite par l'InVS, notamment dans le guide de janvier 2000 sur l'analyse du volet santé des études d'impact (InVS, 2000), et par l'Ineris (Ineris, 2003). Des travaux sont menés de manière continue pour améliorer cette méthode, en prenant en compte les difficultés rencontrées lors de son application et les objections sur sa méthodologie, notamment quant aux hypothèses sous-jacentes (National Research Council, 2009).

En France, cette méthode constitue la référence pour les procédures règlementaires, notamment les études d'impact des demandes d'autorisation d'installations classées pour l'environnement (ICPE) (volet sanitaire) et, depuis la loi sur l'air et l'utilisation rationnelle de l'énergie (LAURE) du 30 décembre 1996, celles des infrastructures routières d'une certaine importance (volet « air et santé »).

Compte tenu de la diversité de ses applications, il est nécessaire de bien définir la finalité de l'étude afin de s'assurer qu'on répond bien à la question posée (acceptation d'un risque, faisabilité d'une étude épidémiologique, dimensionnement d'une activité...) (InVS/AFSSET, 2007).

### 4.2.1.2. Périmètre

L'ERS est une démarche prédictive, qui s'applique dans un périmètre bien défini. Il peut s'agir d'étudier les risques sanitaires liés aux différentes substances émises par une infrastructure (installation classée, site pollué...) ou ceux liés à l'émission d'une substance en particulier, par exemple les dioxines pour les incinérateurs d'ordures ménagères dans le passé.

Les expositions sont estimées à partir des émissions des substances. Que leur source soit ponctuelle ou linéique, les expositions décroissent avec la distance, par dilution. Il faudra donc étudier particulièrement les expositions à proximité de ces sources, où les risques liés seront maximaux. Deux situations peuvent alors se présenter selon le niveau de fond de chaque polluant : la création d'un risque local pour les substances relativement rares et une augmentation du risque à proximité des émissions (surexposition par rapport à la population générale) pour les substances plus fréquemment présentes dans l'environnement. L'ERS permettra d'estimer le risque encouru à proximité de ces émissions supplémentaires, dans le
cas où l'exposition est mesurée ou modélisée.

### 4.2.1.3. Principes et étapes de la méthode

Pour mener à bien une telle évaluation, trois dimensions sont à prendre en compte : les dangers présents, l'exposition des populations et enfin le risque, qui résulte de ces deux paramètres.

Les ERS sont menées, par convention, selon quatre étapes, présentées Figure 7 :

<figure><img src="image_15.png" /><figcaption>**Figure 7: Etapes des évaluations quantitatives des risques sanitaires (EQRS)**</figcaption></figure>

Dans le domaine de la santé-environnement, un danger peut être défini comme un effet nocif sur la santé. Ainsi, l'**identification des dangers** correspond, en pratique, à établir la liste des substances rejetées, dans notre situation dans l'air, et les informations sur leurs effets sanitaires potentiels. Les polluants pourront éventuellement être sélectionnés, par exemple selon les quantités rejetées, les effets...

Une fois les substances dangereuses identifiées, l'étape suivante consiste à **estimer la relation dose-réponse**. Cette relation permet de faire le lien entre la dose d'exposition à une substance et l'apparition d'un effet sur la santé dans la population. Concrètement, il s'agit de sélectionner les valeurs toxicologiques de référence (VTR) appropriées (niveau et durée d'exposition, effet à seuil ou sans seuil). Plus d'informations sont disponibles sur les relations dose-réponse et les différents types de VTR au paragraphe 3.3.3.4. Les critères permettant de choisir quelles valeurs retenir sont notamment la notoriété de l'organisme qui les a élaborées (US EPA, OMS...), l'origine des données à la base de sa construction (animal ou homme), les facteurs d'incertitudes utilisés lors de sa construction ou encore la cohérence de la voie d'exposition ou de la durée de l'expérimentation par rapport à ce qu'on étudie.

En parallèle à ces étapes, il faut également **estimer l'exposition des populations** à chaque substance considérée. Il s'agit alors de déterminer la quantité de substance dangereuse identifiée arrivant au contact de ces personnes, pour chaque voie d'exposition. D'une part, les populations exposées doivent être clairement identifiées et localisées. D'autre part, il faut évaluer ces doses. Dans certaines situations, il est possible de les mesurer directement au plus près des personnes. Le plus souvent cependant, les doses d'exposition sont calculées à partir des niveaux de pollution modélisés pour chaque milieu (air, sol, eau...) et de scénarios d'exposition, élaborés si possible en prenant en compte les habitudes locales. Ces deux données permettent d'estimer le temps de contact, à partir de la fréquence, de la durée et l'intensité (dose) de l'exposition.
Une fois les dangers et les expositions estimés, le **risque peut enfin être caractérisé**. En santé-environnement, le risque est la probabilité de survenue du danger (c'est-à-dire de l'effet toxique). Le calcul ne peut avoir lieu que pour les substances possédant une VTR et pour lesquelles l'exposition a pu être estimée (InVS/AFSSET, 2007). Les résultats sont expliqués de manière plus approfondie dans la partie suivante.

### 4.2.1.4. Indicateurs de risque

A l'issue de l'ERS, trois indicateurs de risques peuvent être obtenus : le quotient de danger (QD) pour les effets à seuil, l'excès de risque individuel (ERI) et l'excès de risque individuel cumulé pour les effets sans seuil. D'autres indicateurs peuvent être construits à partir de ceux-ci, afin de rendre les résultats plus compréhensibles à des personnes non habituées aux probabilités. Il s'agit du pourcentage de la population pour lequel l'indicateur de risque dépasse des seuils donnés (généralement 1 pour le QD et $10^{-5}$ pour l'ERI, à savoir une personne sur 100 000) et, uniquement pour les effets sans seuil, du nombre de cas en excès attendus dans la population exposée aux polluants incriminés. Toutes ces valeurs ne sont qu'indicatives pour la situation concernée, elles ne correspondent en aucun cas à des seuils de décision réglementaires (InVS/AFSSET, 2007).

Le quotient de danger (QD) constitue l'indicateur de risque pour les substances à seuil. Il correspond au taux de dépassement de seuil, soit le rapport de la dose d'exposition (D) sur la valeur du seuil de l'effet considéré, c'est-à-dire la VTR. Toutes deux ont la même dimension.

$$QD = \frac{D}{VTR}$$

Si on s'intéresse à l'inhalation, D correspond à la concentration moyenne inhalée (CI) en $mg/m^3$ (ou $\mu g/m^3$). La VTR peut par exemple être une concentration de référence (RfC) établie par l'US EPA.

Le quotient de danger correspond donc à un facteur multiplicatif entre la dose et la VTR. Ainsi, un QD de 2 signifie que la dose d'exposition est deux fois plus élevée que la VTR. Il n'indique en aucun cas une probabilité (c'est à dire que pour un QD de 2, l'effet nocif n'aurait pas deux fois plus de risques de se produire que pour un taux de 1). Ainsi, les quotients indiquent l'apparition potentielle des effets : inférieur à 1, la manifestation de l'effet est a priori exclue aux incertitudes près. En revanche, il est impossible d'exclure l'apparition d'un effet pour un QD supérieur à 1 (ce qui ne signifie pas qu'il sera obligatoirement observé). Cet aspect non probabiliste ne permet pas le calcul d'un excès de cas. Par contre, il sera possible de déterminer la part de la population pour laquelle ce rapport dépasserait 1 (et serait alors susceptible de développer la pathologie). (InVS/AFSSET, 2007)

Pour les substances sans seuil, on calcule un **excès de risque individuel** (ERI), qui correspond à l'augmentation de la probabilité de développer des effets sanitaires suite à son exposition au facteur de risque. Il est calculé à partir de l'excès de risque unitaire (ERU, défini par unité de dose), de la dose d'exposition (D) exprimée en concentration et de la durée
d'exposition ($T_e$) en années. Pour rappel (paragraphe 3.3.3.4), l'ERU est une VTR sans seuil et possède la dimension de l'inverse d'une dose, pour une exposition vie entière à une dose journalière constante. $T_{vie}$ est la durée d'exposition pour laquelle la VTR a été définie (en général 70 ans).

$$ERI = ERU \times D \times \frac{T_e}{T_{vie}}$$

Par exemple, pour une exposition $D = 21 \mu g/m^3$ à du formaldéhyde, avec $ERU = 2,6 \times 10^{-4} (\mu g/m^3)^{-1}$, pendant 65 ans : $ERI = 2,6 \times 10^{-4} \times 21 \times \frac{65}{70} = 5,1 \times 10^{-3}$. Un risque de $10^{-3}$ est supérieur à $10^{-5}$, qui est généralement pris comme limite. Il s'agit donc d'un risque non négligeable.

Ce calcul souligne l'hypothèse d'augmentation proportionnelle du risque cancérogène avec la dose reçue dans les faibles doses (hypothèse de linéarité). L'ERU représente la relation dose-réponse dans le domaine des faibles à très faibles doses et donc des faibles risques. L'US EPA a ainsi posé qu'il était valide d'utiliser les ERU pour un niveau de risque (ERI) inférieur à $10^{-2}$ (Ineris, 2003 ; InVS/AFSSET, 2007). La notion de risque acceptable est assez discutée. Au-dessus d'une valeur de l'ERI de $10^{-5}$ à $10^{-6}$, on considère que le risque ne peut pas être négligé. Ces limites ne sont cependant pas fixes, notamment dans le cas où la population exposée est très importante, comme l'illustrera l'exemple ci-dessous.

Il est aussi possible de représenter l'impact sanitaire sous la forme du **nombre potentiel de cas de la pathologie étudiée (NA) liée à l'exposition étudiée** susceptible de survenir dans une population (N individus) sur une période donnée.

$$NA = ERI \times N.$$

En reprenant l'exemple précédant, dans une population A de 1000 personnes et dans une population B de 100 000 personnes, on attend pour toute la période d'exposition $NA_A=0,26$ cas et $NA_B=26$ cas. Dans la première situation, l'excès de risque, pourtant non négligeable, est à l'origine d'un impact sanitaire très faible, puisque peu de personnes sont exposées. Dans le second cas, 26 cancers pourraient se produire du fait de cette exposition, car la population exposée est importante. Ils ne peuvent pas être négligés.

NA correspond donc au nombre de cas potentiels de cancers en excès. Ces cas peuvent être évités si la causalité avec l'émission peut être clairement établie et l'exposition supprimée. Le délai entre l'exposition et le développement d'un cancer fait que, compte tenu des autres causes de mortalité, une fraction de ces cancers ne se développera pas.

Ces résultats sont à interpréter au cas par cas. Il est essentiel de bien les définir, notamment dans leur nature potentielle : c'est le nombre de cas en excès estimé sans tenir compte des autres sources de mortalité et de morbidité.
L'excès de risque individuel cumulé constitue quant à lui l'excès de risque d'une pathologie particulière, toutes causes connues et voies d'exposition confondues (addition des probabilités de survenue de cancer de même nature reliées à une exposition à différents polluants) (InVS/AFSSET, 2007).

### 4.2.1.5. Pertinence, validité et limites d'application

La pertinence de mener une ERS augmente avec l'importance des impacts potentiels. De plus, dans ces situations, la demande sociale devient de plus en plus forte. Il est ainsi important de pouvoir traduire la présence potentielle (ou l'absence) de risque sanitaire d'une manière compréhensible par tous et qui réponde aux préoccupations de la population.

L'application de cette méthode est plus rapide et moins coûteuse que celle d'études épidémiologiques. Elle permet surtout de s'intéresser à des niveaux de risque très faibles, impossibles à mesurer par une étude épidémiologique locale. Il peut même s'agir d'une première réponse afin d'orienter les décisions sur la poursuite du projet. En effet, elles ont pour avantage, contrairement aux études épidémiologiques, de pouvoir être menées en amont de la réalisation du projet et ainsi de pouvoir orienter le projet pour limiter autant que possible l'apparition de ces problèmes. Dans tous les cas, le risque pour la santé doit rester en dessous d'un niveau qualifié d'acceptable.

La quantification n'est possible que lorsque les données toxicologiques et d'émission sont disponibles. Il s'agit d'une limite pratique, qui peut s'avérer problématique dans certaines situations (par exemple si les données d'émission ne sont pas connues pour une substance très toxique).

Comme dans toute évaluation, les sources d'incertitudes doivent être identifiées à chaque étape et les incertitudes quantifiées. Chaque résultat doit ainsi être exprimé avec un intervalle de confiance. Seule cette connaissance permet d'estimer la fiabilité et la robustesse des résultats.

* A l'étape d'identification des dangers, l'incertitude peut naître du manque d'information et des controverses scientifiques sur le sujet.

* La seconde étape, l'estimation de l'exposition, comporte de nombreuses incertitudes, provenant de chaque élément de son calcul. Par exemple, si l'exposition est estimée à partir des concentrations, l'incertitude est due à l'erreur sur la mesure et à la variabilité des concentrations dans le temps et dans l'espace. Ce type d'incertitude est généralement quantifiable et alors pris en compte.

* Les incertitudes autour de la troisième étape, estimation de la relation dose-réponse, sont les plus difficiles à prendre en compte. En effet, plusieurs hypothèses que l'on ne peut pas vérifier (inférences) sont sous-jacentes à cette étape. Il s'agit notamment de l'extrapolation des données aux faibles doses et de la transposition des résultats animaux à l'homme. Les incertitudes en résultant ne peuvent pas être quantifiées en
l'état actuel des connaissances. Ainsi, on accepte généralement ces hypothèses. De plus, d'autres incertitudes reposent sur les VTR, par exemple le fait de les déterminer pour l'effet critique, ce qui est protecteur.

* L'incertitude sur la dernière étape, caractérisation du risque, résulte de l'ensemble des précédentes. La qualité des données et la transparence des hypothèses sont alors très importantes pour interpréter le résultat et sa fiabilité (INVS/AFSSET, 2007).

### Conclusion intermédiaire :

- Méthode de base pour évaluer les risques sanitaires.

- Les données d'entrée sont les émissions (FE) et les VTR :

Evaluations des risques sanitaires (ERS)

<figure><img src="image_16.png" /></figure>

- Selon le sujet de l'ERS, les concentrations peuvent être estimées ou mesurées

- Evaluation de la pollution à proximité de la source pour une activité ou une infrastructure ou évaluation pour un polluant émis par plusieurs sources.

- Non applicable directement à la pollution de fond

- Utilisation possible de la liste de polluants sélectionnés, à remettre à jour.

## 4.2.2. Évaluation des impacts sanitaires (EIS) de la pollution atmosphérique : évènements attribuables

D'une manière générale, le terme d'évaluation des impacts sanitaires désigne les méthodes permettant d'évaluer les impacts sur la santé de politiques, de plans ou de projets dans divers secteurs, en utilisant les diverses données et techniques disponibles.

La méthode abordée dans ce chapitre a été développée spécifiquement pour la pollution atmosphérique urbaine. Elle permet d'étudier les effets sur la santé de la pollution atmosphérique urbaine, à partir des concentrations ambiantes, de données sanitaires et de résultats d'études épidémiologiques.

### 4.2.2.1. Objectifs et destinataire

L'objectif des évaluations des impacts sanitaires (EIS) de la pollution atmosphérique urbaine est de quantifier localement l'impact de la pollution atmosphérique sur la santé, à court et à long terme, en le traduisant soit en nombre d'évènements sanitaires attribuables (ou cas attribuables), soit en gain d'espérance de vie ou d'années de vies perdues. Une telle quantification permet par exemple d'estimer les gains sanitaires potentiels dans des villes selon des scénarios de réduction de la pollution atmosphérique (Apheis, 2004 ; D'Helf-Blanchard, 2005 ; InVS, 2008).
La méthode d'EIS est une adaptation des ERS, abordées dans la partie précédente. Ces dernières ne peuvent pas être appliquées dans le cas des polluants atmosphériques classiques (dioxyde d'azote - NO₂, dioxyde de soufre -SO₂, ozone -O₃ et particules -PM) (InVS, 2008), notamment en raison de l'absence de valeur toxicologique de référence (VTR) disponibles pour ces substances. Les EIS n'utilisent pas de VTR issues de la toxicologie (expérimentation), mais des relations dose-réponse issues d'études épidémiologiques. Les EIS sont ainsi calculées à l'aide des polluants atmosphériques classiques, marqueurs utilisés en épidémiologie, et, surtout, mesurés en routine.

Cette méthode a été développée en France par l'Institut de Veille Sanitaire (InVS), notamment dans le cadre des projets européens APHEIS (Air Pollution and Health: A European Information System) et ENHIS (European Environment and Health Information System). Ces travaux, menés en accord avec les préconisations de l'OMS, ont notamment été lancés pour répondre aux attentes des Plans régionaux pour la qualité de l'air (PRQA), prévus par la Loi sur l'air et l'utilisation rationnelle de l'énergie (LAURE) du 30 décembre 1996. Actuellement, des EIS ont été réalisées pour une quarantaine de villes françaises (InVS, 2009).

Les EIS sont généralement réalisées par les antennes régionales de l'InVS appelées Cellules interrégionales d'épidémiologie (Cire), les Directions régionales des affaires sanitaires et sociales (DRASS) et les Observatoires régionaux de la santé (ORS) en réponse aux besoins des décideurs locaux. Elles permettent également de sensibiliser ces derniers à la pollution atmosphérique, notamment sur l'impact limité des pics de pollution par rapport à l'impact de l'exposition chronique. En effet, de nombreuses études épidémiologiques et les EIS réalisées ont mis en évidence l'apparition d'effets sanitaires à des niveaux bien inférieurs à ceux de la réglementation (et donc conditionnant les actions de réduction). De plus, les pics de pollution sont peu fréquents, alors que la population est exposée en permanence à des niveaux d'exposition plus faibles. La Figure 8 illustre le fait que les plus forts niveaux de pollution ne correspondent pas aux plus forts impacts sanitaires.
<figure><img src="image_17.png" /><figcaption>Figure 8 : Distribution des niveaux journaliers de l'indicateur d'exposition aux PM10 (moyenne des niveaux mesurés par les stations de fond), et distribution du nombre de décès anticipés attribuables (toutes causes non accidentelles), à Paris et en proche couronne, pour l'année 2004 (AFSSET, 2009).</figcaption></figure>

On considère désormais qu'il serait plus intéressant de réduire globalement les concentrations quotidiennes que de se contenter de limiter la fréquence et l'intensité des pics de pollution.

### 4.2.2.2. Périmètre

Cette méthode a été développée dans le cadre de l'étude de la pollution atmosphérique urbaine. Pour affirmer la validité des estimations, la distribution des niveaux d'exposition sur la zone d'étude doit être comparable à celle de la population de l'étude épidémiologique de référence, tant en terme de composition du mélange que de concentrations en polluants puisque les relations exposition-risque sont des extrapolations des résultats de cette étude épidémiologique. Les EIS concernent la pollution urbaine de fond, à laquelle toute la population est exposée, et non la pollution de proximité, concernant les riverains de sources de pollution.

Les relations exposition-risque utilisées en EIS sont issues d'études épidémiologiques réalisées en milieu urbain. Elles ne peuvent donc être, en principe, appliquées qu'à cette situation, à l'échelle d'une agglomération. Le périmètre de validité de cette méthode dépend en effet de celui couvert par les études épidémiologiques sources. Il semblerait qu'à l'heure actuelle les relations exposition-risque pour la pollution atmosphérique soient développées principalement pour ce contexte urbain.

Il est possible de s'interroger sur la pertinence et la validité des EIS à d'autres échelles, notamment régionales ou nationales, avec des relations exposition-risque adaptées. Cependant, la grande variabilité des paramètres, par exemple la composition du mélange de polluants en milieux rural et urbain ou encore les différentes conditions de vie, impliquerait des niveaux de risques différents pour les populations. Un travail à l'échelle nationale ou
régionale risquerait de lisser ces différences, sans pour autant permettre de mettre en place des mesures de gestion efficaces. Il semble peu pertinent, tout du moins dans le contexte français où les concentrations sont relativement faibles par rapport à d'autres situations (notamment les pays en développement), de travailler sur un niveau de concentration moyen sur l'ensemble du territoire. Quoi qu'il en soit, la majorité de la population se trouve bien dans les agglomérations.

### 4.2.2.3. Forme et méthodologie

Une EIS est basée sur l'utilisation de relations Exposition-Risque (relations E-R), reliant les niveaux d'exposition à un polluant et à un nombre d'évènements sanitaires, sur la zone et pendant la période d'étude. Ces fonctions correspondent au risque relatif pour la santé lié à un changement donné du niveau d'exposition, comme illustré sur la Figure 9 (pente de la droite). Elles sont issues d'études épidémiologiques et peuvent être appliquées lorsqu'il est possible d'accepter la nature causale de la relation (InVS, 2008).

A chaque étape, il faut veiller à ce que les caractéristiques de l'EIS et celles des études épidémiologiques ayant produit les relations E-R soient les plus proches possible (population concernée, définition de l'indicateur sanitaire utilisé et construction de l'indicateur d'exposition) (InVS, 2008).

<figure><img src="image_18.png" /><figcaption>**Figure 9 :** Principe du calcul de l'évaluation des impacts sanitaires de la pollution (d'après de Kunzli, 2002 et InVS, 2008)</figcaption></figure>

N correspond au nombre de cas de l'évènement sanitaire étudié dans la population exposée à un niveau E. Il s'agit des indicateurs qui seront à définir dans les étapes 3 et 4 de la méthode comme cela sera expliqué dans le paragraphe suivant.

E₀ correspond au niveau d'exposition de référence à définir et N₀ au nombre de cas associé.
Δ correspond à la différence entre les niveaux d'exposition E et E₀.

NA est le nombre de cas attribuables à la pollution atmosphérique urbaine et correspond à la différence entre N et N₀.

Voici les principales étapes des EIS :

1) Définir la **période d'étude**. Elle dépend des données disponibles, avec d'autres préconisations comme par exemple utiliser si possible les mêmes périodes pour les données sanitaires et les données d'exposition.

2) Définir la **zone d'étude**. La zone doit être délimitée de manière à ce que l'exposition de la population à la pollution de fond puisse être considérée comme homogène. Le niveau de pollution de fond doit ainsi pouvoir y être considéré similaire et la majorité de la population doit y séjourner en permanence. Ces conditions excluent les espaces de rupture de l'urbanisation. Cette définition repose donc sur des critères démographiques, topographiques et climatiques, sur les déplacements domicile-travail, la couverture de la zone par des stations de mesure et la présence éventuelle de sources fixes. Une liste des données à demander aux différents organismes (Insee, Aasqa, Drire...) ainsi que les étapes de construction de la zone sont détaillées dans le guide de l'InVS (2008).

3) Estimation de l'**exposition** à la pollution atmosphérique. La population étant exposée à un mélange de substances, des indicateurs pertinents sont choisis. Ils correspondent à la concentration d'une substance pouvant être représentative de la pollution localement rencontrée, obtenue à partir de données de qualité de l'air de stations de fond fournies par les associations agréées de surveillance de la qualité de l'air (Aasqa). La construction de ces indicateurs doit être menée de manière à ce qu'ils soient les plus proches possibles de ceux utilisés dans les études épidémiologiques à l'origine de la relation E-R qui sera utilisée (durée d'exposition, pas de temps et méthodes de mesure, sélection des stations de mesure...).

4) Détermination des **indicateurs sanitaires**. Ils correspondent à des évènements de santé dénombrables : hospitalisation et décès pour certaines pathologies. Leur choix dépend de la définition de l'exposition et des relations E-R disponibles, ainsi que de la disponibilité des données. Les données sanitaires devront être recueillies pour construire les indicateurs et quantifier leur prévalence et leur incidence dans la population étudiée.

5) Sélection de la **relation exposition-risque** (adaptée, pertinente et disponible). Les relations E-R prennent la forme de risques relatifs (RR) d'un évènement sanitaire estimés pour une augmentation fixée, généralement 10 µg/m³, de l'indicateur de pollution sur une période donnée. Par exemple pour les effets à court terme, un RR de 1,014 est établi pour la mortalité toutes causes non accidentelles, pour une augmentation de 10 µg/m³ de la concentration en PM10 le jour et la veille de
l'évènement sanitaire.

6) Calcul du nombre de cas attribuables à un changement donné du niveau de pollution atmosphérique. La proportion d'évènements sanitaires attribuables (PA) au niveau de pollution considéré est calculée à partir de la formule suivante : $PA = \frac{f \times (RR - 1)}{1 + f \times (RR - 1)}$ avec f la part de la population exposée et RR le risque relatif associé au niveau de pollution. Toute la population étant exposée à la pollution de l'air, f vaut 1, ce qui simplifie la relation de la manière suivante : $PA = \frac{RR - 1}{RR}$.

Dans cette situation, RR=RR. Ce dernier est l'excès de risque lié au différentiel de pollution Δ étudié, donné par la relation exposition/risque (cela signifie que le niveau de référence ne correspond pas à un niveau de pollution nul).

Le nombre d'évènements sanitaires attribuables (NA) est ainsi obtenu de la manière suivante : $NA = (\frac{RR_Δ - 1}{RR_Δ}) * N$ avec N le nombre moyen d'évènements sanitaires sur la période considérée.

Il faut ainsi fixer un niveau d'exposition de référence. Cela permet de calculer le nombre d'évènements sanitaires attribuables à la différence entre le niveau d'exposition observé et la référence. Dans le cas où le niveau de référence est plus bas, il est possible d'interpréter ce résultat comme le nombre d'évènements sanitaires qui pourraient être évités si le niveau d'exposition était ramené au niveau de référence.

Pour les effets à long terme de la pollution atmosphérique, le résultat des EIS peut également être présenté sous la forme du gain d'espérance de vie ou d'années potentielles de vies perdues. Ces indicateurs d'impact sont calculés à l'aide de logiciels, par exemple AirQ (Apheis, 2004). Ces derniers s'appuient sur les augmentations de risque de mortalité pour les populations exposées sur le long terme à des niveaux supérieurs à la moyenne, obtenues à partir d'études épidémiologiques de cohortes. Il est en outre nécessaire de disposer de la structure par âge de la population étudiée et des données de mortalité spécifiques à chaque classe. Cela permet de calculer le nombre de survivants et le nombre de décès « anticipés » par classe d'âge dans le futur, à la base du calcul de ces indicateurs de risque (AFSSE, 2005).

### 4.2.2.4. Avantages

Tout d'abord, cette méthode a été conçue spécialement pour évaluer les impacts de la pollution atmosphérique et y est donc bien adaptée.

Cet outil répond à l'obligation règlementaire d'évaluer les plans régionaux de protection de l'atmosphère (PRQA). Il permet également de planifier et d'évaluer les politiques publiques dans le domaine de la qualité de l'air, notamment les Plans de protection de l'atmosphère (PPA) et Plans de déplacements urbains (PDU), d'évaluer les mesures de
prévention, de fixer des objectifs d'amélioration de la qualité de l'air sur des critères sanitaires et de communiquer et sensibiliser autour de cette problématique.

Par ailleurs, il est intéressant que les résultats puissent être exprimés sous différentes formes (nombre de cas attribuables, gain d'espérance de vie...). L'expression en termes d'années de vie est particulièrement intéressante pour étudier l'impact de la pollution atmosphérique, comme elle permet de prendre en compte l'âge auquel se produit l'évènement sanitaire suivi.

### 4.2.2.5. Hypothèses et limites

Les conditions d'utilisation doivent être bien respectées pour que le résultat de cette méthode soit valable et pertinent. Les principales hypothèses sous-tendues dans les EIS sont les suivantes (Martin-Olmedo et al., non daté) :

- hypothèse de causalité entre la pollution atmosphérique et les effets sur la santé (semble de plus en plus vraisemblable au vu des nombreuses études épidémiologiques et de la plausibilité biologique) ;

- équivalence de l'exposition entre la population étudiée et celle décrite dans les études épidémiologiques sources ;

- linéarité des relations Exposition-Risque et absence de seuil en dessous duquel la pollution atmosphérique n'aurait pas d'effet sur la santé, pour la population générale.

Des limites peuvent ainsi être observées, parmi lequelles (Martin-Olmedo et al., non daté) :

- Une limitation géographique (d'après les études épidémiologiques dont sont tirées les relations Exposition-Risque, il s'agit généralement de l'échelle d'une agglomération) ;

- Pour les PM2.5, il y a d'importantes incertitudes sur l'utilisation en Europe d'études réalisées aux Etats-Unis. Par exemple, le mélange de polluants, les caractéristiques des populations ou encore les méthodes d'analyse utilisées peuvent différer.

Avant de comparer les résultats entre villes, il faut vérifier les valeurs de référence prises dans chaque situation et vérifier l'identité des indicateurs sanitaires comparés dans le cas de villes de pays différents.

Par ailleurs, puisque les polluants sont fortement corrélés et que chaque substance utilisée correspond à un indicateur de l'effet du mélange, les résultats obtenus en utilisant différents indicateurs ne doivent pas être additionnés. En effet, les indicateurs n'étant pas indépendants, les résultats peuvent se recouper (un cas peut être compris dans plusieurs estimations).

Une application d'une EIS pour évaluer l'impact des modifications de la qualité de l'air en lien avec un plan de déplacement urbain (PDU) a été menée en 2006 à Lille. Les résultats sont présentés au paragraphe 4.4.2 (Lagache, 2006).
**Conclusion intermédiaire :**

Evaluations des impacts sanitaires
de la pollution atmosphérique

- Outil adapté au périmètre des villes.

- Méthode évaluant quantitativement les impacts de la pollution atmosphérique (nombre de cas attribuables). → **Lien entre exposition aux niveaux de fond et impacts sanitaires**

- La donnée d'entrée est la **concentration**, ce qui place cette méthode de la manière suivante dans la chaîne de causalité :

<figure><img src="image_19.png" /></figure>

- Méthode non applicable à la pollution de proximité, dont la problématique transport dépend fortement. (ex axe routier).

- De plus, cet outil ne détectant pas les changements induits par la présence d'un PDU, il ne leur est pas adapté. (mais impact jusqu'à présent faible des PDU sur la pollution de fond)

### 4.2.3. Potentiels de toxicité

L'approche d'évaluation des impacts sanitaires via des potentiels de danger est très étudiée dans le cadre du développement de méthodes pour les analyses de cycle de vie (ACV). Nous présentons ici le principe général des ACV dans une première partie, avant d'aborder les méthodes mêmes de construction des potentiels de toxicité. De manière générale, le terme ACV regroupe un ensemble de connaissances de domaines très divers. Les solutions développées, en particulier pour la prise en compte de la toxicité, sont applicables à d'autres méthodes d'évaluation des impacts.

#### 4.2.3.1. Objectifs et finalités des analyses du cycle de vie

La notion de base des ACV est de considérer tout le cycle de vie d'un produit, « du berceau à la tombe ». Cette préoccupation ne dit rien sur l'objet auquel on l'applique, qui peut être le coût économique (généralement fait spontanément), l'impact social ou environnemental d'un produit ou d'un service... Une analyse du cycle de vie (ACV) a pour objectif d'étudier les impacts liés à un produit, depuis son élaboration jusqu'à son élimination.

Nous ne considèrerons ici que l'application des ACV à l'étude des impacts d'un produit (ou plutôt de la fonction qu'il remplit) sur l'environnement, domaine qui nous intéresse. Le terme ACV désigne à la fois la procédure et l'outil qu'on applique.

Chaque ACV répond à une demande bien précise (méthode dite « goal dependent »), ce qui implique qu'il faut fixer au préalable ses objectifs, spécifiques, et que différents destinataires peuvent être visés. Une ACV peut chercher à établir les performances environnementales d'un produit ou à comparer différents produits ou procédés, ce qui est similaire à nos objectifs. Elle peut, par exemple, être destinée aux preneurs de
décisions responsables du produit, ou encore à une communication auprès du grand public (Ecobilan). On considère à la fois les flux de matière et d'énergie, ce qui fait que les données d'entrées pour la réalisation d'une ACV sont les consommations de matières premières et les émissions dans les différents milieux (air, eau, sol). Quatre étapes sont définies par l'ISO, l'organisme international de standardisation, pour réaliser une ACV :

a. La définition des objectifs et du champ de l'étude, ce qui inclut notamment les notions de fonctions du produit et d'unité fonctionnelle (voir partie suivante sur le périmètre des ACV).

b. L'inventaire et l'analyse de cet inventaire, c'est-à-dire le recensement de tous les flux entrants, internes et sortants du système. Cela comprend les substances émises et leurs quantités.

c. L'évaluation des impacts du cycle de vie, qui permet de relier l'inventaire à des impacts identifiés. Il s'agit de l'étape qui nous intéressera et elle sera ainsi détaillée ci-après.

d. L'interprétation des résultats, qui permet de tirer des conclusions et d'indiquer les limites du travail.

La partie 'd' n'est pas spécifique à l'ACV. Cet outil permet d'identifier les principales sources d'impacts environnementaux et d'évaluer les changements de pollutions liés aux différentes alternatives envisagées (transferts, composition...).

### 4.2.3.2. Périmètre

Les frontières du système correspondent à la définition des éléments pris en compte dans l'étude. Il s'agit de la description des étapes de la vie du produit qui seront considérées et des flux occasionnés à chacune d'entre elles. Ces frontières sont ainsi spécifiques à chaque étude et doivent être précisées.

Le concept d'unité fonctionnelle a été élaboré afin d'exprimer les résultats des ACV et de permettre les comparaisons entre produits rendant le même service. L'unité fonctionnelle permet de quantifier la fonction rendue par le produit (Boeglin N. et Veuillet D., 2005) (ex : pour un carburant une unité fonctionnelle peut correspondre à « parcourir un kilomètre » - BIS, 2009).

Des modèles sont utilisés pour passer des émissions aux expositions de personnes. Chacun d'eux possède un domaine et une échelle de validité qui doivent être respectés pour que le résultat soit fiable et pertinent.

### 4.2.3.3. Evaluation des impacts du cycle de vie

#### 4.2.3.3.1 Généralités méthodologiques

Le terme ACV recouvre différentes approches et méthodologies, qui ont en commun de se baser sur les émissions puis de modéliser le comportement des substances émises (dispersion et dégradation notamment). Les impacts potentiels générés par les substances émises au
cours de la vie des produits peuvent, de cette manière, être quantifiés via modélisation et il est
possible d'en présenter une vision globale.

L'étape d'évaluation des impacts du cycle de vie se situe après l'inventaire des émissions et des ressources utilisées. Elle comporte quatre étapes (Humbert et al., 2009), les deux premières étant obligatoires et les deux dernières optionnelles selon les normes ISO :

a. Sélection des catégories d'impact et classification : on définit les catégories d'impact pertinentes selon les chaînes de causalités, ainsi que les indicateurs pour chacune d'entre elles. Les flux sont alors assignés aux catégories auxquelles ils participent.

b. Caractérisation : les impacts de chaque émission sont modélisés quantitativement selon les mécanismes sous-jacents. Toutes les contributions à un impact donné sont exprimées en une unité commune (par exemple en kg d'équivalents CO₂ pour la catégorie changement climatique), grâce à l'application de facteurs de caractérisation. On aboutit alors à un score d'impact pour chaque catégorie, composé des participations relatives de chaque substance à l'impact considéré.

c. Normalisation : les différents scores d'impact sont reliés à une référence (par exemple les impacts causés par une personne pendant un an), afin de faciliter les comparaisons entre les catégories.

d. Pondération : on affecte un poids à chaque catégorie d'impact, sensé refléter leur importance relative. Les scores d'impacts pondérés sont alors additionnés pour calculer un score d'impact final.

En dehors de la composition des émissions, les données nécessaires dépendent fortement du type d'approche suivi et des modèles utilisés pour estimer les phénomènes de dispersion et la persistance des substances dans l'environnement (en lien avec leur dégradation). Deux approches se distinguent selon le positionnement des impacts qu'elles étudient dans la chaîne de causalité. L'approche « orientée problèmes » (« midpoint ») cible les impacts de premier ordre (ou impacts intermédiaires), c'est-à-dire ceux qui résultent d'un phénomène particulier (exemple : acidification). L'approche « orientée dommages », quant à elle, se situe le plus possible en aval dans la chaîne de causalité et se concentre sur les impacts finaux (« endpoint ») en regroupant les impacts selon leur cible, également appelées zones de protection (AoP, « area of protection ») et généralement constituées de la santé humaine, de l'environnement naturel et des ressources. La deuxième approche sera plus développée au paragraphe 4.3.3.3, par le biais des années de vie ajustées sur les incapacités (AVAI ou DALYs en anglais). Par ailleurs, certaines méthodes permettent d'aborder ces deux approches à la fois (calcul de scores d'impacts pour chaque catégorie et d'un score par type d'impact final), par exemple EcoIndicator 99 (Goedkoop and Spriensma, 2001).
Une même émission peut avoir un rôle dans plusieurs types d'impact (par exemple, le dioxyde d'azote a une toxicité directe sur l'homme, intervient dans la formation photochimique de l'ozone et contribue au phénomène de pluies acides). Ceci explique qu'elles doivent être classées dans la ou les catégories d'impact dans lesquelles elles interviennent (Huijberg et al., 2000). Le terme de « catégorie d'impact » est utilisé pour définir la cible de l'impact. Selon les méthodes, les catégories d'impacts peuvent être différentes, définies en faisant attention aux redondances, de manière à éviter les doubles comptages. Généralement, les catégories trouvées dans l'approche problème sont les suivantes : la toxicité pour l'homme, l'écotoxicité, la destruction de la couche d'ozone stratosphérique, le changement climatique (effet de serre), l'eutrophisation, l'acidification, l'utilisation des sols, les radiations ionisantes, la formation d'agents photo-oxydants et l'épuisement des ressources naturelles. Il s'agit d'un mélange d'impacts qui ne semblent pas avoir été définis sur des critères communs et ne sont donc pas tous identifiables à une chaîne de causalité telle que définie au paragraphe 3.2. En effet, par exemple, la toxicité directe pour l'homme constitue un impact sur une cible finale, contrairement à la destruction de la couche d'ozone.

L'approche problèmes correspond à l'approche la plus courante. Plusieurs méthodes ont été développées parmi lesquelles TRACI (US), EDIP (Danemark) et CML 2002 (Université de Leyde, la plus utilisée). Leurs résultats sont exprimés dans différentes unités (masse équivalente d'une substance, monnaie, volume critique, impacts potentiels...). Les normes sur les ACV élaborées par l'ISO (série des ISO 14040) semblent plutôt orientées dans le sens de l'approche problème.

Le score d'impact par catégorie, calculé lors de la seconde étape obligatoire, constitue la somme des émissions pondérées par des facteurs. Ces différents scores pourront alors être pondérés entre eux. Cependant, l'étape de pondération esr la plus controversée et la plus difficile à réaliser (Goedkoop and Spriensma, 2001), une bonne transparence étant en effet nécessaire, ce qui explique qu'elle ne soit pas obligatoire d'après les normes internationales sur les ACV.

Les scores d'impacts sont calculés de la manière suivante (Huijbregts et al., 2000) :

$$IS_i = \sum_{e=1}^{m} \sum_{x=1}^{n} E_p \times FC_{i,p,e}$$

avec IS: le score d'impact par unité fonctionnelle (par exemple par kg, km...);

FC<sub>i,p,e</sub> le facteur de caractérisation de la catégorie d'impact i pour la substance p due à une émission dans le compartiment e (sans dimension, air, eau, sol);

E<sub>p,e</sub> l'émission de la substance p dans le compartiment e par unité fonctionnelle (kg);

m est le nombre de compartiments ;

n est le nombre de substances.
Les indicateurs sont ainsi construits comme la somme des émissions des gaz impliqués dans l'impact potentiel évalué, pondérées par un facteur d'impact (potentiel) intégrant le devenir (transferts, dégradation) et l'intensité de l'effet de chaque polluant. Cette architecture permet de prendre en compte les différences entre les polluants.

Les effets sanitaires liés aux polluants secondaires, dont l'ozone, sont traités à part, dans l'indicateur de pollution photochimique.

Compte tenu de nos objectifs, on s'intéressera à la catégorie d'impact « toxicité humaine », car il s'agit de la catégorie correspondant aux impacts directs, et aux émissions dans l'air.

Par la suite, le facteur de caractérisation FC<sub>p.e</sub> désignera le facteur pour la toxicité humaine. Dans le cas des impacts sur la santé de la pollution atmosphérique, e = air et l'équation serait donc simplifiée de la manière suivante :

$$IS = \sum_{p=1}^{p=n} E_p \times FC_p$$

avec n le nombre de substances p.

Comme le représente la chaîne de causalité décrite au paragraphe 3.2, il est possible de décomposer les étapes menant des émissions aux impacts et d'en déterminer les paramètres clés. De tels potentiels peuvent être calculés pour chaque substance en évaluant le devenir et le transport des polluants dans les différents milieux pour estimer les consommations par inhalation, ingestion et contact cutané, soit à partir de méthodes empiriques, soit à partir de modèles, par exemple le modèle CalTOX (McKone and Hertwich, 2001 ; Bare et al., 2003 ; Toffel and Marshall, 2004) ou le modèle USES-LCA (Huijbregts et al., 2000).

### 4.2.3.3.2 Facteur de caractérisation de la toxicité humaine

Plusieurs méthodes cherchent à développer un tel facteur (FC<sub>p</sub>), dénommé potentiel de toxicité humaine (HTP) dans les travaux sur les potentiels d'équivalence toxique (Huijbregts et al., 2000), ou facteur de caractérisation de la toxicité humaine (Huijbregts et al., 2005 ; Goedkoop et al., 2009 ; van Zelm et al., 2009).

Les facteurs sont calculés à partir de modèles, dont certains sont utilisables en dehors des ACV (par exemple le modèle d'évaluation des risques CalTOX utilisé dans la méthode TRACI). En revanche, d'autres modèles ont spécialement été adaptés pour les ACV, par exemple le modèle USES-LCA utilisé par la méthode développée à l'Université de Leyde (CML). Les relations entre une méthode et les modèles qu'elle utilise sont parfois difficiles à identifier. Des variations, parfois importantes, sont trouvées entre les résultats des différentes méthodes. Afin de pallier ce problème et la difficulté liée à la diversité de modèles disponibles, un groupe de travail a été formé dans le cadre de l'initiative groupée du Programme des Nations Unies pour l'environnement (PNUE ou en anglais UNEP) et de la Société pour la toxicologie et la chimie environnementales (SETAC) sur les cycles de vie, depuis 2003. Il comprend notamment des membres des équipes développant sept des
principaux modèles concernant la toxicité humaine. Leurs objectifs sont de fournir des préconisations sur les pratiques et d'harmoniser autant que possible les modèles traitant de la toxicité sur les hommes et les écosystèmes. En outre, ils développent un modèle consensuel, nommé USEtox, aussi transparent que possible et dont les paramètres correspondent à ceux identifiés comme les plus importants d'après l'étude des modèles existants (Hauschild *et al.*, 2008 ; Commission Européenne, 2010). Selon les méthodes, différents résultats peuvent être distingués quant à la définition des composants du facteur et à sa forme finale.

Trois dimensions sont généralement considérées : le devenir de la substance (« fate »), l'exposition à celle-ci et son effet. La Figure 10, d'après Hauschild *et al.* (2008), indique le positionnement des différents sous-facteurs composant le facteur de caractérisation dans l'approche harmonisée USEtox.

<figure><img src="image_20.png" /></figure>

* e= air, eau ou sol

* j= air, eau, sol, poussières, alimentation
  si e=j : dispersion intra compartiment ; sinon dispersion inter compartiments

* r= ingestion, inhalation ou contact cutané

<caption>**Figure 10 : Chaîne de causalité observée dans le modèle UseTox, pour l'évaluation des impacts sanitaires du cycle de vie**</caption>

Dans un premier temps, les facteurs de devenir et d'exposition étaient bien séparés. Dans les approches plus récentes qui modélisent à la fois la dispersion et l'exposition (USEtox, USES-LCA 2.0...), ces deux facteurs sont regroupés. Le terme « dose » (intake) correspond à l'exposition. Il s'agit ainsi réellement d'une dose (quantité) dans le cas de l'ingestion, mais d'une concentration dans le cas de l'inhalation. L'équation suivante exprime ces notions (Huijbregts *et al.*, 2000 ; Guinée, 2001 ; Krewitt *et al.*, 2002 ; Huijbregts *et al.*, 2005 ; Goger, 2006a ; Rosenbaum *et al.*, 2008 ; Goedkoop *et al.*, 2009 ; van Zelm *et al.*, 2009) :
$$FC_p = iF_p \times FE_p = \frac{\partial Dose}{\partial Emission} \times \frac{\partial Effet}{\partial Dose}$$

$$\text{dans laquelle } iF_p = FDe_p \times FExp_p = \frac{\partial Concentration}{\partial Emission} \times \frac{\partial Dose}{\partial Concentration}$$

avec $FC_p$ le facteur de caractérisation de la toxicité humaine pour la substance p ;

$iF_p$ la fraction exposante, facteur prenant en compte à la fois le devenir ($FDe_p$) et l'exposition ($FExp_p$), soit le changement marginal de la dose (ou concentration) d'exposition à la substance p via une voie d'exposition donnée (en kg.jour⁻¹) à une échelle donnée par unité d'émission ;

$FE_p$ le facteur d'effet, intégrant la toxicité propre de la substance p, soit le changement d'effet par unité d'exposition à p ;

$FDe_p$ qui indique la persistance de la substance dans l'environnement, soit le changement marginal de la concentration ambiante de la substance p dans un compartiment par unité d'émission ;

$FExp_p$ le facteur d'exposition, correspond à la quantité de polluant p consommée par l'homme pendant une durée déterminée, par une voie d'exposition donnée, soit le changement marginal de la dose (ou concentration) d'exposition par unité de concentration dans le compartiment j.

La fraction exposante (intake) (iF) prend en compte l'ensemble des compartiments et des voies d'exposition. Elle est définie pour une exposition à l'échelle g (local, régional, national...) via la voie r par le compartiment j à une substance p émise dans le compartiment e (sans dimension).

$$iF_{r,e,p,g} = \frac{\partial Dose_{r,p,g}}{\partial Emission_{e,p}} = \frac{\partial Dose_{r,p,g}}{\partial Concentration_{j,p}} \times \frac{\partial Concentration_{j,p}}{\partial Emission_{e,p}}$$

avec $\partial Dose_{r,p,g}$ le changement marginal de la dose d'exposition à la substance p via la voie d'exposition r (en kg.jour⁻¹) à l'échelle g ;

$\partial Emission_{e,p}$ le changement marginal de l'émission de la substance p dans le compartiment e (en kg.an⁻¹) ;

et $\partial Concentration_{j,p}$ le changement marginal de la concentration stable de la substance p dans le compartiment j (en kg.m⁻³).

Pour chaque substance, on effectue la somme des facteurs calculés pour chaque voie d'exposition, via chaque compartiment j pour les émissions produites dans chaque compartiment.
Dans un premier temps, on considèrera le cas de l'inhalation de substances émises dans l'air, r = inhalation et e = j = air, ce qui revient à :

$$iF_{p,g} = \frac{\partial Dose_{p,g}}{\partial Emission_{p}} = \frac{\partial Dose_{p,g}}{\partial Concentration_{p}} \times \frac{\partial Concentration_{p}}{\partial Emission_{p}}$$

$iF_{p,g}$ correspond alors à la fraction inhalée de la substance p à l'échelle géographique g. Ce facteur prend donc en compte les phénomènes de dispersion intra et inter compartiments et les propriétés liées à l'exposition (taux de ventilation et taux d'absorption pour l'inhalation).

Or, dans le cas de l'inhalation, la dose est estimée à partir de la concentration ambiante de la substance – concentration multipliée par le volume moyen inhalé et le taux d'absorption de la substance, constants. Ainsi, la variation de la dose est identique à celle de la concentration et cette expression peut être simplifiée de la manière suivante :

$$iF_{p,g} = \frac{\partial Concentration_{p}}{\partial Emission_{p}}$$

Il est calculé à l'aide de modèles de dispersion (intra et inter-compartiments) et d'exposition, tels que les modèles USES-LCA (développé pour l'ACV - Goedkoop et al., 2009), CalTOX et USEtox (Rosembaum et al., 2008). Les émissions sont additionnées sans tenir compte de leur répartition géographique, ce qui explique que les modèles ne soient pas utilisés aux échelles locales et régionales. Une division peut être faite entre le milieu urbain et le milieu rural, selon le nombre de personnes et la densité moyenne. Les estimations des surfaces urbaines et rurales sont effectuées à partir de ces données. Selon les modèles, les hypothèses et les paramètres pris en compte peuvent être très différents (par exemple certains modèles intègrent la pluviométrie).

Le facteur d'effet (FE) est séparé selon deux composantes (formule ci-dessous). Ce facteur sera détaillé dans le paragraphe suivant (4.2.3.4).

<figure><img src="image_21.png" /></figure>

Dans les approches des impacts intermédiaires, ces facteurs de devenir, d'exposition et d'effet peuvent être divisés par ceux d'une substance de référence afin d'exprimer ce potentiel sous la forme d'équivalent de cette substance (Krewitt et al., 2002), cf paragraphe 4.3.2.
Un facteur de gravité (FG) peut également être ajouté. Il permet d'exprimer le score en une unité permettant d'agréger différents effets sur la santé dans les approches des impacts finaux. Cette unité peut correspondre à des années de vies ajustées sur les incapacités (AVAI, ou DALY en anglais), qui seront développé dans la partie sur les méthodes d'agrégation (§ 4.2.3). Dans la méthodologie EPS et dans le projet ExternE, la gravité est prise en compte via des consentements à payer. Ces aspects économiques sont traités au paragraphe 4.3.4.

Les facteurs d'effet (FE) et de gravité (FG) peuvent être regroupés (facteur d'effet et de gravité, **FEG") : FEG<sub>p</sub> = ∂Gravité/∂Dose

<figure><img src="image_22.png" /></figure>

Les facteurs de devenir et d'exposition sont abordés de manière similaire pour les approches des impacts intermédiaires et finaux (recours aux mêmes modèles). Une des raisons est l'impossibilité, du moins en l'état des connaissances, d'estimer directement les impacts finaux, c'est-à-dire sans passer par des étapes intermédiaires (même quand elles ne sont pas explicites, comme c'est le cas pour les méthodes ne donnant des résultats que pour les impacts finaux). Les différences sont surtout marquées sur l'expression du résultat (en kg équivalent d'une substance ou en AVAI) et dans la caractérisation du facteur d'effet. Le premier aspect sera abordé dans le paragraphe 4.3 sur les méthodes d'agrégation des impacts sanitaires. Le paragraphe suivant s'attache aux différentes définitions du facteur d'effet.

Les différentes méthodes développées proposent des facteurs de caractérisation pour de
nombreuses substances. Ces facteurs peuvent être directement appliqués par les utilisateurs,
par exemple des bureaux d'études spécialisés dans la réalisation d'ACV. Certaines espèces
chimiques disposent de plusieurs facteurs, calculés par différentes méthodes. Au contraire,
aucun facteur n'est proposé pour d'autres polluants. Il s'agit d'une des principales limites
soulignées. Des travaux sont engagés pour y remédier.

Le facteur de caractérisation de la toxicité humaine ne sera pas le même pour les impacts intermédiaires et finaux, puisqu'on ne s'intéresse pas au même niveau d'impact. Les impacts intermédiaires sont en effet exprimés en équivalents de substances, alors que les impacts finaux doivent être plus explicites, par exemple en diminution d'espérance de vie. Certaines méthodes ont été développées pour répondre à ces deux types de besoin, même si le facteur d'effet ne sera pas exprimé en entier dans l'approche des impacts intermédiaires.
Il est recommandé de prendre en compte deux dimensions : la potentialité de l'effet (vraisemblance) et sa gravité (Crettaz et al., 2002 ; Pennington et al., 2002 ; McKone et al., 2006). D'une manière assez générale, la prise en compte de la gravité est essentielle à la pondération des effets, puisque ne pas la prendre en compte reviendrait à affecter le même poids à tous les effets, ce qui est loin d'être satisfaisant. Cela se traduit dans les travaux d'analyse des impacts du cycle de vie par l'introduction d'un facteur de gravité, caractérisant les conséquences des émissions dans la population exposée. Le facteur d'effet, abordé au paragraphe suivant, reflète alors plutôt la potentialité de l'effet, même si ces deux facteurs sont de plus en plus souvent couplés. Le facteur de gravité sera abordé plus tard, dans l'étude des méthodes d'agrégation des impacts (paragraphe 4.3.3.3.).

#### 4.2.3.4. Facteur d'effet

Cette partie cible les méthodes mêmes d'appréhension des effets toxiques des substances.

Dans ces conditions, le facteur d'effet correspond au changement d'effet par changement de dose d'exposition (soit un nombre de cas par unité de dose d'exposition). Il peut être décomposé en deux sous-facteurs, l'un spécifique à la substance et l'autre à la maladie provoquée, comme le montre l'équation suivante (Huijbregts et al., 2005).

<figure><img src="image_23.png" /></figure>

avec $\frac{\partial Effet}{\partial Dose}$ correspondant au changement de la probabilité de la maladie m par unité de dose d'exposition.

Le Tableau 13 donne la valeur accordée au facteur d'effet du benzène pour ses effets cancérogènes et pour ses effets non cancérogènes. Ce facteur ne reflète pas la gravité relative de ces effets. Les incertitudes ne sont pas exprimées dans l'article pour ce niveau de détail.

<table><caption>**Tableau 13 : Exemple du facteur d'effet proposé pour le benzène (d'après Huijbregts et al., 2005)**</caption><thead><tr><th>Effets du benzène</th><th>$\frac{\partial Effet}{\partial UnitéToxique}$</th><th>$\frac{\partial UnitéToxique}{\partial Dose}$ (kg<sup>-1</sup>)</th><th>$\frac{\partial Effet}{\partial Dose}$</th></tr></thead><tbody><tr><td>Cancérogènes</td><td>2,6.10<sup>-2</sup></td><td>1,4.10<sup>-2</sup></td><td>3,6.10<sup>-4</sup></td></tr><tr><td>Non cancérogènes, inhalation</td><td>1,6.10<sup>-1</sup></td><td>7,3.10<sup>-3</sup></td><td>1,2.10<sup>-3</sup></td></tr></tbody></table>
### 4.2.3.4.1 Partie spécifique à la substance

Cette composante représente le potentiel toxique de chacune des substances étudiées. Dans l'approche des impacts intermédiaires, elle constitue à elle seule le facteur d'effet.

Différentes données représentant un effet d'une substance peuvent être utilisées par les différents modèles. Il s'agit d'un des paramètres clés expliquant les variations entre les résultats de ceux-ci dans l'estimation des effets toxiques pour l'homme (Hauschild et al., 2008).

Le Tableau 14 donne les principales valeurs proposées, leurs principaux avantages et limites. Par ailleurs, il faut noter que seules les expositions par ingestion et par inhalation sont considérées (pas le contact cutané). Pour les polluants retrouvés principalement dans l'air, seule l'inhalation peut être incluse.

<table><caption>Tableau 14 : Comparaison des valeurs indicatrices pour le facteur d'effet (d'après McKone et al., 2006)</caption><thead><tr><td>Valeurs indicatrices</td><td>Avantages</td><td>Limites principales</td></tr></thead><tbody><tr><td>VTR : Mesures de potentialité toxique classiques</td><td>Largement adoptées en évaluation des risques</td><td>- Dépend du protocole expérimental de l'étude<br/>- Facteurs d'incertitudes<br/>- Risque nocif plutôt que risque à faible dose<br/>- Valeur expérimentale de la zone la moins fiable de la courbe dose-réponse</td></tr><tr><td>Données basées sur les doses repères (benchmark doses, pentes) (ED10, ED50)</td><td>Introduits pour fournir une base fiable pour les réponses (cancérogènes ou non) aux risques à faible dose</td><td>Ne sont pas encore largement adoptées bien qu'implicites dans la plupart des mesures pour effets non cancérogènes</td></tr><tr><td>Données de toxicité aiguë, telles que les doses ou concentrations létales (doses létales)</td><td>Données largement accessibles</td><td>Entre les substances, il paraît peu vraisemblable que l'importance relative de l'aiguë sur le chronique soit constante.</td></tr></tbody></table>

L'utilisation des doses efficaces (ou doses d'effet, ED50 ou ED10), doses journalières vie entière de la substance pour lesquelles 50 % (ou 10 %) de la population est affectée (ou probabilité de 50 % que l'effet se produise) a été préconisée à l'issue d'un atelier organisé par le groupe de travail sur les impacts toxiques de l'initiative sur les cycles de vie du PNUE/SETAC (McKone et al., 2006).

Les principaux critères à la base de cette décision concernent des aspects techniques pour les effets non cancérogènes : une VTR désigne un seuil en dessous duquel il n'y a pas d'effet alors qu'en ACV on considère que l'absence d'effet provient seulement d'une absence d'émission (Owens, 2002). De plus, les VTR ne sont pas conçues pour comparer des substances n'ayant pas le même mécanisme et la présence de facteurs de sécurité pour la toxicité humaine fait que le lien numérique avec la substance ne reflète ni un effet ni un mécanisme (plusieurs substances peuvent avoir numériquement la même VTR et pourtant agir par des mécanismes très différents, n'occasionnant pas les mêmes effets) (Owens, 2002). Des études spécifiques ont été réalisées pour les effets cancérogènes (Crettaz et al., 2002) et les
effets non cancérogènes (Pennington et al., 2002). Les valeurs toxicologiques de référence (VTR) élaborées par les organismes reconnus, tels que l'US EPA ou l'OMS (cf § 2.3.1) peuvent encore être utilisées dans certaines méthodes (Huijbregts et al., 2000). Ces deux approches sont détaillées ci-dessous.

L'équation (2) illustre l'utilisation des doses efficaces dans le calcul du facteur d'effet. Le sous-facteur spécifique à la substance correspond à l'inverse de cette dose (Huijbregts et al., 2005 ; Goedkoop et al., 2009). Pour des raisons pragmatiques, ces travaux se basent sur les hypothèses d'absence de seuil d'action et de linéarité des courbes dose-réponses aux faibles doses.

Les effets cancérogènes et non cancérogènes sont séparés. Tout d'abord, les ED50 d'un grand nombre de substances (1547 – Gold, 2010) sont disponibles dans la base de données sur les potentiels de cancérogénicité (CPDB) (Huijbregts et al., 2005 ; Rosenbaum et al., 2008 ; Gold, 2010). Ce projet, développé à l'Université de Berkeley entre 1980 et 2005, comprend l'analyse de 6540 expériences animales à long terme sur le cancer. Il permet un accès rapide aux données expérimentales analysées et a standardisé les résultats obtenus via des protocoles très différents (durée, animal, voie d'exposition...). Les résultats sont disponibles sur le site Internet du projet (Gold, 2010). Ces valeurs sont utilisées quand elles existent. Cependant, il est important de signaler que toutes les substances pour lesquelles des ED50 sont disponibles dans cette base de données ne sont pas classées en tant que cancérogènes certains pour l'homme par le CIRC. Trois scénarios cohabitent en ACV sur la manière d'appréhender les risques, et ainsi de sélectionner les substances. Dans la vision « individualiste », seules les substances classées 1 par le CIRC, soit cancérogènes certains pour l'homme, sont à prendre en compte, alors que la vision « hiérarchiste » inclut en plus les substances potentiellement cancérogènes pour l'homme (2A et 2B selon le CIRC). La vision « égalitariste » considère de surcroît les substances non classifiables (3 selon le CIRC) et parfois même celles non classifiées. Par ailleurs, ces ED50 correspondent aux moyennes toutes voies d'exposition confondues. Or, pour une substance, toutes les voies d'exposition ne sont pas forcément efficaces, ce qui conduirait dans notre situation à prendre en compte des substances en trop.

Pour les substances non incluses dans cette base de données et pour les effets non cancérogènes, les ED50 doivent être calculés. L'équation (2) indique le mode de calcul, lorsque les données sur les relations dose-réponse dans la base IRIS de l'Agence états-unienne de l'Environnement (US EPA) sont suffisantes (Huijbregts et al., 2005).

$$ED_{50 \text{ p,r}} = \frac{ED_{50 \text{ a,t,p,r}} \times X_r \times LT \times N}{CF_a \times CF_t} \quad (2)$$

avec ED50 p,r la dose vie entière (en kg) d'une substance p affectant via la voie d'exposition r 50% de la population humaine,

ED50 a,t,p,r la dose d'effet (en kg.kg⁻¹ ou en kg.m⁻³) d'une substance p affectant par la voie r 50% de la population de l'espèce a testée pour une durée t ;
$X_r$ est le poids moyen d'un corps humain (70 kg) ou le taux moyen d'inhalation (13 m³ par jour) ;

LT la durée de vie moyenne (75 ans) ;

N le nombre de jours par an ;

$CF_a$ est le facteur de conversion interspécifique ;

et $CF_t$ le facteur de conversion du temps d'exposition.

Pour les substances cancérogènes, en absence de données expérimentales suffisantes, les ED50 sont estimées à partir des valeurs toxicologiques de référence, c'est-à-dire des excès de risque unitaire ($q_x^*$, slope factor - § 3.3.3.4), de la base IRIS, d'après l'équation suivante.

$$ED_{50p} = CF_q \times \frac{1}{q_p^*} \qquad (3)$$

avec $CF_q$ le facteur de conversion de $1/q^*$ en ED50. Ce facteur de conversion est obtenu en prenant la moyenne géométrique des ratios entre l'ED50 humain et l'inverse de $q^*$ pour 64 substances.

Pour les effets non-cancérogènes, les ED50 pour les humains sont calculées selon la formule suivante :

$$ED_{50p,r} = CF_N \times NOEL_{p,r} \qquad (4)$$

avec $CF_N$ le facteur de conversion des doses sans effet (NOEL) en ED50, dérivé en prenant la moyenne géométrique des ratios de l'ED50 humain en NOEL de 21 substances.

En absence de NOEL, on utilise la dose la plus faible ayant un effet (LOEL), via un facteur de conversion $CF_L$ correspondant au passage d'une LOEL à une NOEL, selon l'équation suivante :

$$NOEL_{p,r} = CF_L \times LOEL_{p,r}$$

Cette dernière équation paraît cependant très approximative, puisqu'elle sous-entend que le rapport entre la dose sans effet (NOEL) et la dose avec le plus faible effet observé (LOEL) est constant. Or, ces valeurs dépendent fortement du protocole d'expérimentation et leur rapport n'est pas forcément significatif pour la substance. Il s'agit ainsi d'une formule appliquée uniquement au cas où très peu de données seraient disponibles, en suivant le principe qu'une estimation approchée vaut mieux que rien.

Il faut noter que ces facteurs de correction sont accompagnés d'une incertitude, correspondant à la racine carrée du rapport entre les 97,5e et 2,5e percentiles de la distribution de la variable. Or, cette incertitude n'est pas commentée, même quand elle paraît être importante.

Les valeurs de l'OMS sont préférées à celles de l'US EPA quand cela est possible. Les ED50 ont ainsi été calculées pour 463 substances pour une exposition orale et pour 58