substances pour l'inhalation.

La formule suivante (Huijbregts et al., 2000) propose l'utilisation de VTR pour prendre en compte la toxicité de la substance. Le facteur de toxicité correspond également dans cette situation à l'inverse de la valeur de référence.

$$FC_{humain,p,s,e} = \sum_{r=1}^{r=n} \frac{DJE_{r,p,s,e}}{VTR_{r,p}} \quad (5)$$

avec DJE<sub>r,p,s,e</sub> la dose journalière d'exposition estimée pour la substance p via la voie r, à l'échelle s après émission dans le compartiment e (en kg.kg<sub>mc</sub><sup>-1</sup>.jour<sup>-1</sup>) et VTR<sub>r,p</sub> dans la même unité.

Pour l'inhalation, les VTR sont souvent exprimées en concentrations (mg.m<sup>-3</sup>). Les concentrations peuvent alors être rapportées en doses grâce au taux moyen d'inhalation, qui fournit le volume moyen d'air inhalé sur une période.

### 4.2.3.4.2 Partie spécifique à la maladie

Ce sous-facteur, illustré par l'équation (2) du développement de Huijbregts et al. (2005), repose sur la probabilité d'occurrence de la maladie et la répartition de la sensibilité dans la population considérée. Son calcul repose sur deux principales hypothèses de travail :

* Additivité des doses pour des substances ayant le même mode d'action (mêmes effets critiques, avec la même cible moléculaire sur les mêmes tissus cibles et par les mêmes mécanismes d'action biochimique ou partageant un même intermédiaire) ;

* Relation dose-réponse log-normale. Le choix de cette fonction de répartition pour modéliser les données expérimentales est relativement arbitraire, mais il est considéré comme vraisemblable d'après les auteurs de par l'existence de variables suivant une distribution log-normale dans divers domaines scientifiques, notamment les études toxicologiques de médicaments et d'après le théorème central limite (d'après lequel le produit d'un large nombre de variables indépendantes sera distribué log-normalement).

Une autre hypothèse est également posée : une maladie n'est provoquée que par un seul mode d'action. Ceci n'est pas forcément vrai, mais permet de simplifier l'affectation des substances aux effets auxquels elles sont associées.

Le facteur développé est compliqué et ni le mode de calcul ni les hypothèses sous-jacentes n'apparaissent.

Des probabilités d'occurrence des maladies ont été fournies par les travaux autour du fardeau mondial de maladies (Huijbregts et al., 2005; Goedkoop et al., 2009) pour les niveaux de 1990.

Ce facteur a ainsi été dérivé pour 49 maladies (Goedkoop et al., 2009).
### 4.2.3.4.3 Complémentarité de ces sous-facteurs et estimation du facteur d'effet

Les différentes méthodes proposent des facteurs de caractérisation, qui peuvent être utilisés dans la réalisation d'une ACV. Cela se traduit notamment par l'expression du facteur d'effet en une forme plus générale. Dans le modèle USEtox, par exemple, le facteur d'effet est exprimé comme l'inverse de la dose multiplié par un facteur de 0,5 (0,5/ED50) (Rosenbaum et al., 2008).

Pour le modèle USES-LCA (Van Zelm, 2009), deux équations générales dans la méthode proposée par Huijbregts et al. (2005) sont dérivées, pour les effets cancérogènes (6.1) et non cancérogènes (6.2).

$$FE_{canc,p} = \frac{0,03}{ED50_p} \approx 0,024 \cdot q_p^* \qquad (6.1)$$

$$FE_{non-canc,p} = \frac{0,16}{ED50_p} \approx \frac{0,002}{NOEL_p} \qquad (6.2)$$

Elles sont comparées avec celles calculées pour la méthode linéaire des basses doses proposées par Crettaz et al. (2002) pour les effets cancérogènes (7.1) et Pennington et al. (2002) pour les effets non cancérogènes (7.2). Cette méthode repose sur l'extrapolation linéaire aux faibles doses de la relation dose-réponse. Cette linéarité ne peut pas être vérifiée par des essais et dépend du modèle utilisé.

$$FE_{canc,p} = \frac{0,1}{ED10_p} \approx 0,5 \cdot q_p^* \qquad (7.1)$$

$$FE_{non-canc,p} = \frac{0,1}{ED10_p} \approx \frac{0,07}{NOEL_p} \qquad (7.2)$$

Les facteurs calculés avec cette deuxième méthode sont très supérieurs à ceux calculés avec la méthode log-normale (21 fois pour les effets cancérogènes et 35 pour les autres). Ces résultats sont interprétés comme indiquant que la méthode linéaire conduit à un facteur potentiellement plus conservatif, c'est-à-dire plus sécuritaire.

Les constantes étant différentes d'une méthode à l'autre, il est important de connaître les hypothèses derrière celle qu'on utilise, ce qui permet de mieux contrôler les incertitudes sur les résultats et leur interprétation.

### 4.2.3.5. Points forts et limites pour les effets sanitaires

#### 4.2.3.5.1 Points forts

L'un des principaux points forts de l'ACV réside dans le fait que l'ensemble des voies d'exposition aux polluants rejetés dans l'atmosphère peuvent être pris en compte. Cette méthode a également pour intérêt de considérer toutes les substances émises, tout en exprimant un résultat unique pour un type d'effet.
La décomposition en plusieurs sous-facteurs, bien étudiée, est également intéressante. Elle confirme les aspects essentiels à prendre en compte dans notre indicateur. Le travail mené sur le facteur d'effet pour la toxicité directe nous intéresse particulièrement. Deux dimensions ressortent pour caractériser les effets des substances : leur potentialité (la dose pour laquelle des effets vont se produire est plus ou moins élevée et plus ou moins facilement atteinte dans l'environnement) et leur gravité (depuis des irritations jusqu'à des cancers mortels). Le premier aspect peut être abordé par les valeurs toxicologiques (VTR ou non). La gravité quant à elle peut être prise en compte de manière qualitative (catégories) ou quantitative. Ces aspects seront abordés au chapitre 4.3.

Dans les ACV, deux niveaux d'intégration sont distingués, ce qui permet de considérer à la fois des effets directs sur la santé et des effets indirects des émissions tout au long de la vie du produit (ou du service). D'une part, l'approche des impacts intermédiaires permet de suivre de manière relativement fiable la chaîne de causalité de la toxicité directe. D'autre part, les effets indirects sur la santé, tels que ceux liés aux réactions photochimiques ou à l'amincissement de la couche d'ozone, seront pris en compte dans l'approche des impacts finaux.

### 4.2.3.5.2 Première limite : modélisation et complexité

Les approches développées pour intégrer les impacts sanitaires dans les analyses de cycle de vie reposent sur des bases communes aux méthodes d'évaluation des risques pour la santé. Elles sont, dans ce cas, assez complexes, pouvant à la fois avoir recours aux données existantes, créer des nouvelles données et modéliser de nombreux phénomènes à partir de ces informations. Cette méthode n'est pas utilisable par tous. Il faut notamment faire attention aux hypothèses sous-jacentes aux différents modèles utilisés et aux incertitudes qui leur sont liées. En effet, des formules simples sont proposées, mais sont assez peu transparentes. Il est cependant nécessaire de connaître ces aspects afin d'interpréter les résultats et de les critiquer.

Les étapes de modélisation ou d'estimation via des études empiriques ont été nécessaires, à divers degrés de complexité. Ci-dessous figure par exemple une formule ayant recours à des facteurs empiriques (Hauschild & Wenzel, 1998 dans Guinée., 2001) :

$$HTP_{p,e,r} = \sum f_{p,e,j} \times BIO_p \times T_{p,j,r} \times I_r \times E_{p,r}$$

avec $HTP_{p,e,r}$ le facteur de caractérisation de la toxicité humaine de la substance p émise dans le compartiment e et menant à une exposition via la voie r ;

$f_{p,e,j}$ le facteur de transport inter-compartiments : fraction des émissions de la substance p émise dans le compartiment e atteignant j par le biais d'un transport environnemental, facteur non continu comprenant seulement un nombre limité de valeurs ;

$BIO_p$ le facteur de biodégradation, à choisir parmi les 3 classes dépendant de la substance p considérée ;

$T_{p,j,r}$ le facteur de transfert : fraction de la substance p transférée depuis le compartiment j à la voie d'exposition r (air, plantes...) ;
I_r le facteur d'absorption : fraction de la substance p prise par kg de masse corporelle par an et par voie ;

E_{p,r} le facteur d'effet représentant l'impact toxique de la substance p sur l'homme par la voie r.

### 4.2.3.5.3 Autres limites

Tout d'abord, il faut souligner qu'une ACV n'est pas une évaluation des risques et ne caractérise pas ceux-ci. L'ACV est complémentaire à la méthode d'évaluation des risques sanitaires (ERS - § 4.2.1). Pour rappel, les ERS sont menées substance par substance ; aussi la vision plus globale apportée par les ACV est-elle intéressante. Dans l'approche des impacts intermédiaires, une ACV évalue la part de chaque substance dans l'effet étudié. Elle peut ainsi permettre d'identifier dans un premier temps ce sur quoi il serait utile de se pencher dans une évaluation des risques sanitaires (prédiagnostic) ou pour évaluer des transferts de pollution (Boize *et al.*, 2008).

Par ailleurs, les ACV ont un périmètre d'application bien précis, généralement à l'échelle mondiale, voire régionale. En effet, les ACV ont d'abord été développées pour des impacts globaux, tels que l'utilisation de ressources non renouvelables ou l'émission de gaz à effet de serre, pour lesquels le lieu n'a pas d'importance. Elles ont ensuite été étendues aux impacts locaux, mais l'absence de spatialisation des émissions lors de la phase d'inventaire peut alors poser problème pour certains impacts, notamment la toxicité humaine. Les émissions de chaque substance sont sommées sur la vie entière, sans porter attention sur le moment ou le lieu de l'émission. Une telle approche ne correspond pas à la réalité sanitaire, dans laquelle les paramètres spatio-temporels ne peuvent pas être négligés. En effet, la fabrication, l'utilisation et la destruction du produit sont rarement situées au même endroit. Chaque polluant peut être émis et dispersé de manière différente au cours de ces étapes et les populations exposées ne seront pas les mêmes (effectifs, sensibilité, proximité d'autres sources d'exposition...). Personne ne sera donc exposé au mélange décrit par l'inventaire. Il s'agit là d'une grande source d'incertitude (Boize *et al.*, 2008). Le résultat de l'ACV donne ainsi une information générale sur la toxicité du mélange émis dans les conditions des différentes étapes et donne une idée de la participation des différentes substances dans l'effet.

L'inventaire doit également être réalisé avec minutie, afin d'éviter les doubles comptages de certaines substances. C'est par exemple le cas du benzo[a]pyrène qui peut être inclus en tant que tel ou dans la catégorie HAP.

De nombreuses méthodes sont proposées et aucun consensus n'a encore été trouvé pour les harmoniser. Ceci contribue à la difficulté d'avoir une image claire de ce qu'est une ACV et des méthodologies en question. Des travaux sont ainsi toujours en cours, notamment au sujet de la toxicité humaine, catégorie d'impact déjà relativement bien étudiée par rapport à d'autres.
Les méthodes proposées sont assez complexes et il est difficile d'accéder aux concepts sur lesquelles elles se basent. Cet aspect est particulièrement marqué quand on n'a pas suivi les évolutions des différentes méthodes. Cette complexité se reflète également dans la difficulté à dresser un tableau clair des différentes méthodes, séparément des modèles qu'elles utilisent et des outils d'application proposés.

En ce qui concerne plus directement le facteur d'effet de la toxicité humaine, un certain nombre d'hypothèses sont avancées pour pallier l'absence de connaissances toxicologiques. Il s'agit notamment des extrapolations de valeurs toxicologiques voie à voie et surtout de l'extrapolation de valeurs aiguës à des valeurs chroniques. Toutes ces hypothèses introduisent des incertitudes parfois non négligeables. Le manque de connaissances est également à l'origine de l'impossibilité de séparer les effets plus finement qu'entre cancérogènes et non cancérogènes, ce qui, implicitement, induit l'équivalence de tous les cancers d'une part et de tous les effets non cancérogènes d'autre part. Par ailleurs, ceci permet de simplifier la catégorie à laquelle une substance peut être rattachée. En effet, les études toxicologiques sont menées sur l'effet critique, c'est-à-dire celui qui apparaît aux plus faibles doses d'exposition. Au vu de la séparation entre effets cancérogènes et non cancérogènes, cela ne pose pas de problème : la cancérogénicité des substances est évaluée indépendamment des autres effets et ainsi les substances peuvent être présentes dans les deux groupes. La création d'autres catégories nécessiterait une quantité importante d'informations supplémentaires pour être pertinente. Elle paraît néanmoins nécessaire pour rendre compte de la réalité, notamment pour les effets reprotoxiques et tératogènes (effets sur la reproduction et le développement).

Par ailleurs, cet outil ne peut pas être facilement utilisé, en raison notamment de sa complexité, du manque de transparence de certaines méthodes et du manque de fiabilité de certaines bases de données utilisées (Boize *et al.*, 2008).

Enfin, l'actualisation des facteurs de caractérisation en fonction des connaissances ne paraît pas assurée sur le moyen terme et l'utilisateur ne peut généralement pas modifier ces valeurs (Boize *et al.*, 2008).

L'indicateur recherché devrait être le plus simple possible et, autant que faire se peut, être affranchi de toute modélisation (manque de transparence, moins bonne maîtrise des données d'entrée et de leurs incertitudes, cadre d'application à respecter...). L'approche suivie par les ACV reste trop complexe, reposant sur de nombreuses hypothèses difficilement vérifiables et sur des sujets sur lesquels la recherche est en cours. Cependant, elle permet d'identifier un découpage intéressant pour établir un indicateur d'impact sanitaire à partir des émissions, notamment pour les différents facteurs le composant (devenir, effet, dommage final...).
Conclusion intermédiaire :

Analyse du cycle de vie :
Potentiels de danger

- Outil adapté à l'étude d'un produit ou d'un service, de forme proche du potentiel de réchauffement global (PRG) utilisé pour les gaz à effet de serre.

- Plutôt adapté aux impacts à grande échelle (mondiale)

- Indicateur relatif permettant une hiérarchisation des dangers/risques potentiels.

- Bonne prise en compte des différents compartiments (air, eau, sol...)

- Le résultat n'est pas une quantification des impacts sanitaires

- Données d'entrées = émissions

- Utilisation de modélisation pour obtenir la dose d'exposition afin d'attribuer une note à chaque substance émise, via un facteur de caractérisation.

<figure><img src="image_24.png" /></figure>

- Différentes données de sortie, étudiées au chapitre 4.
## 4.3. Méthodes d'agrégation des effets sanitaires

Le chapitre précédent a décrit les principales méthodes existantes pour évaluer les impacts sanitaires liés à l'émission d'une substance dans l'environnement. Ces méthodes peuvent correspondre à un effet ou à une catégorie d'effet, pour une ou plusieurs substances, comme illustré Tableau 15.

<table><caption>Tableau 15 : Répartition de méthodes évaluées aux chapitres 3 et 4 selon le nombre de substances et d'effets pris en compte</caption><thead><tr><th>Indicateur concernant :</th><th>Un effet</th><th>Une catégorie d'effet</th></tr></thead><tbody><tr><td>D'une substance</td><td>Quotient de danger (ERS)<br>Excès de risque individuel (ERS)</td><td>Score d'impact d'une substance (ACV)</td></tr><tr><td>De plusieurs substances</td><td>Nombre de cas attribuables (crises d'asthme, cause spécifique...) (EIS)</td><td>Nombre de cas attribuables (mortalité, pathologies cardiovasculaires...) (EIS)</td></tr></tbody></table>

Ces méthodes permettent d'évaluer correctement un type d'effet dû à une substance. Mais si l'on veut évaluer l'ensemble des effets d'une substance ou d'un mélange, il sera nécessaire d'étudier comment les combiner pour obtenir un résultat. Il s'agit de l'étape d'agrégation, essentielle pour intégrer la gravité des effets, si l'on souhaite exprimer l'impact sanitaire sous une forme simple.

Quand on cherche à agréger un grand nombre d'éléments, pour simplifier le problème, l'étape préliminaire à l'agrégation consiste à les regrouper en catégories relativement homogènes. Il faut alors définir les éléments à agréger et les catégories pertinentes. Ces groupements pourront à leur tour être agrégés selon leurs caractéristiques. Cette méthode, que l'on peut considérer comme qualitative, est traitée dans la première partie de ce chapitre. Des approches quantitatives sont ensuite traitées, qui permettent d'appréhender comment exprimer les résultats en un score unique.

### 4.3.1. Catégories d'effets

Comme on a pu le voir dans le chapitre 2, la pollution atmosphérique peut être à l'origine de nombreuses pathologies, de gravité variable et résultant de différents mécanismes. Il est possible de caractériser chaque substance toxique par au moins un de ses effets. Celui-ci correspond généralement à l'effet apparaissant aux plus faibles doses d'exposition (effet critique).

Au vu du nombre très important d'effets sur la santé, il paraît particulièrement intéressant d'avoir recours à une typologie des impacts sanitaires. Les pathologies sont ainsi regroupées dans un nombre limité de catégories, homogènes selon des critères définis (par exemple l'organe ou le système biologique cible). L'agrégation de ces catégories peut se faire par
pondération, en affectant des facteurs de pondération à chaque catégorie pour prendre en compte ses caractéristiques.

Un premier classement, qui constitue l'approche la plus fréquente à l'heure actuelle, se base sur la différence entre les effets à seuil et les effets sans seuil. En effet, les méthodologies actuellement utilisées pour aborder ces deux types d'effets sont très différentes : ils sont traités séparément dans les évaluations de toxicité. Les polluants ayant ces deux types d'effet peuvent ainsi disposer de plusieurs valeurs toxicologiques, et ils peuvent être pris en compte dans les deux catégories. Cette typologie sous-entend qu'on affecte la même valeur d'une part à tous les cancers (sans seuil), et d'autre part à tous les effets non cancérogènes (avec seuil). Or, ces impacts n'ont pas tous la même gravité (taux de mortalité, durée, intensité des symptômes...), ce qui limite la validité de ce regroupement. L'agrégation entre les deux catégories n'est pas systématique. Dans le cas où elle serait réalisée, des facteurs de pondération doivent être déterminés de manière à prendre en compte les gravités différentes considérées pour les cancers et pour les autres maladies. Bien qu'aucun exemple de ce genre n'ait été trouvé dans la littérature consultée, un tel facteur pourrait théoriquement être défini, malgré les critiques qui peuvent lui être associées.

Le second classement possible consisterait à séparer les effets en plusieurs catégories homogènes selon des critères prédéfinis, notamment de gravité. Le Tableau 16 présente un classement reposant sur la réversibilité des effets et le risque de mort prématurée, utilisée dans plusieurs travaux d'ACV (Krewitt et al., 2002 ; McKone et al., 2006).

<table><caption>Tableau 16 : Classification des effets sanitaires (d'après Burke et al., 1996)</caption><thead><tr><th>Catégorie 1</th><th>Catégorie 2</th><th>Catégorie 3</th></tr></thead><tbody><tr><td>Irréversible<br>Diminution de la durée de vie</td><td>Peut-être réversibles<br>Peut-être diminution de la durée de vie</td><td>Généralement réversibles<br>Généralement pas de diminution de la durée de vie</td></tr><tr><td>Exemples :<br>Cancer<br>Effets reprotoxiques (sur la reproduction) et tératogènes (sur le développement)<br>Effets aigus fatals, sévères ou irréversibles<br>Mutagènes</td><td>Exemples :<br>Effets immunotoxiques<br>Effets neurotoxiques<br>Dommages aux reins<br>Dommages au foie<br>Maladies cardiaques<br>Maladies respiratoires</td><td>Exemples :<br>Irritations<br>Sensibilisations<br>Effets aigus réversibles (ex : inflammation)</td></tr></tbody></table>

Il est alors possible d'affecter un facteur de pondération à chacune de ces catégories, en partant du plus pénalisant pour la catégorie 1 (par exemple 100), jusqu'au facteur le plus faible pour la catégorie 3 (par exemple 1). Ces valeurs indiquent de manière simplifiée la gravité, sans pour autant la caractériser exactement. Elles correspondent cependant à des jugements subjectifs. Une question très importante se pose alors : qui est légitime pour choisir ces pondérations (population générale, experts...) et sur quelles bases (scientifiques, culturelles, personnelles...) ?
De plus, tous les effets d'une même catégorie peuvent ne pas avoir la même gravité (par exemple, les différents types de cancers ont des taux de survie différents) et la répartition des effets dans les catégories paraît relativement subjective, puisque différentes personnes pourraient ne pas classer de la même manière. Se pose également la question de l'affectation des substances ayant des effets dans plusieurs catégories : il faut soit les compter uniquement dans la catégorie de leur effet critique ou de leur effet le plus grave, soit les compter dans toutes les catégories des effets auxquels elles contribuent. Il est recommandé de ne considérer que l'effet le plus grave (Krewitt et al., 2002). En effet, si les substances sont comptées pour chacun de leur effet, un biais lié à l'état des connaissances toxicologiques est introduit : les substances ayant été le plus étudiées auront un poids supérieur aux autres, puisque plus d'effets auront été identifiés. Cette situation introduirait également un risque de double comptage des effets des substances, s'ils ne sont pas indépendants (différents effets peuvent résulter d'un même mécanisme d'action selon différents niveaux d'exposition, les mêmes personnes développant alors successivement ces effets avec la hausse de l'exposition). De plus, ne prendre que l'effet le plus toxique permet d'éviter de trop surestimer l'impact de chaque substance et de simplifier ce calcul. N'étant pas basée sur la différence seuil/sans seuil, cette typologie n'est pas cohérente avec la première.

Il est possible de prendre d'autres critères (douleur, existence de traitement, séquelles, durée...) pour réaliser des catégories d'effets, même si les deux proposés ci-dessus (réversibilité et impact sur l'espérance de vie) paraissent être essentiels.

Les substances sont affectées aux catégories. Elles peuvent être mesurées par une quantité ou par une concentration. Pour agréger ces valeurs, il est nécessaire de les normaliser, afin de pouvoir les exprimer en une mesure unique de l'impact sanitaire (par rapport à la gravité, à la fréquence...), ce que nous traitons aux paragraphes suivants.

### 4.3.2. Quantité équivalente de substances

Une première partie abordera les principes développés pour prendre en compte un mélange de substances ayant le même effet (unité toxique et facteurs d'équivalence toxique...). Viendra ensuite une application partielle de ceux-ci, soit la normalisation des facteurs de caractérisation des substances en analyse de cycle de vie (ACV).
L'exemple le plus courant est celui du potentiel de réchauffement global (PRG) (Folkeson et al., 2010) exprimé en tonnes équivalents de CO₂ (ou parfois équivalents carbone C) pour un horizon de temps donné, qui doit être précisé (généralement 100 ans). Ce potentiel est basé sur le pouvoir radiatif de chaque gaz à effet de serre, c'est-à-dire la capacité de ce gaz à réchauffer l'atmosphère. L'horizon de temps correspond à la période sur laquelle les résultats on été intégrés, et permet de prendre en compte les durées de vie dans l'atmosphère, différentes pour chaque gaz (devenir). Par exemple, en prenant un horizon de 20 ans, il est possible de prendre en compte les gaz avec des durées de vie très courtes, c'est-à-dire qui sont rapidement éliminés de l'atmosphère, alors qu'à un horizon de 100 ans, leur impact sera estompé. Il s'agit ici d'un effet purement physique, homogène dans son mécanisme d'action.

Cette normalisation donne une unité commune à toutes les substances et permet de rendre leur somme, sous certaines réserves, et leur comparaison plus significatives.

### 4.3.2.1. Méthodes basées sur l'additivité des doses

Cette approche multi-polluants se base sur d'addition de doses ou de concentrations (abordée dans la partie 2.3.1). Elle a été développée pour des substances ayant le même mécanisme de toxicité, c'est-à-dire quand tous les composants se comportent comme s'ils n'étaient que de simples dilutions les uns des autres. Pour être valable, cette hypothèse requiert que les substances agissent de manière identique sur une même cible moléculaire (par exemple un récepteur cellulaire). Alors, on considère qu'une substance peut être remplacée par une fraction équivalente d'une autre substance, sans changer l'effet total (Kortenkamp et al., 2009).

Des résultats contradictoires d'études ont conduit l'US EPA à recommander d'utiliser par défaut cette approche pour les substances affectant le même organe, même si la plausibilité biologique paraît peu vraisemblable quand les composés n'ont pas un mode d'action identique. L'équation suivante, issue du rapport de la Commission Européenne (Kortenkamp et al., 2009), illustre le principe de l'additivité des doses :

$$ECm_{Mélange} = \left( \sum_{p=1}^{n} \frac{p_p}{ECm_p} \right)^{-1}$$

avec $ECm_{Mélange}$ la concentration du mélange pour le niveau d'effet m ;

$ECm_p$ la concentration de la substance p pour le niveau d'effet m ;

$p_p$ la fraction relative de la substance p dans le mélange de polluants ;

et n le nombre de substances p dans le mélange.

La concentration du mélange peut être uniquement calculée dans la situation d'« action similaire simple ». Dans ce cas, les courbes dose-réponse des substances peuvent être considérées comme des translations les unes par rapport aux autres selon la dose, ce qui signifie qu'il existe une valeur constante indépendante entre les courbes des différentes substances considérées, comme illustré Figure 11.
<figure><img src="image_25.png" /><figcaption>Figure 11 : Illustration de courbes dose-réponse parallèles pour deux substances</figcaption></figure>

Il est alors possible de calculer un facteur d'équivalence entre une substance de référence choisie et les autres espèces chimiques, et d'exprimer ces dernières en équivalents de la référence. Cette méthode peut, par exemple, être appliquée aux pesticides organochlorés, ou aux HAP, ou aux phénols, ou aux oestrogènes, ou encore au groupe des dioxines, furanes et composés apparentés aux dioxines (PCB dioxin-like).

Voici quelques applications de ce principe, tirées des rapports de la Commission Européenne (Kortenkamp et al., 2009) et de l'US EPA (2000), pour un mélange composé de n substances. Toutes ces méthodes nécessitent de disposer d'informations sur les relations dose-réponse des composés du mélange (données d'entrée).

### 4.3.2.1.1 Normalisation par la concentration pour un effet donné

Cette mesure est appelée somme des unités toxiques (TUS, pour Toxic Unit Summation). Il s'agit d'une application directe de la formule d'addition de doses, basée sur le concept d'unité toxique, décrite par la formule suivante et illustrée en Figure 12 :

$$TUS = \sum_{p=1}^{n} UT_{p} = \sum_{p=1}^{n} \frac{c_{p}}{ECm_{p}}$$

avec TUS la somme des unités toxiques,

UT<sub>p</sub> l'unité toxique de la substance p,

c<sub>p</sub> la concentration (ou dose) de la substance x dans le mélange,

ECm<sub>p</sub> : la concentration d'une substance p pour un niveau d'effet donné m (généralement m correspond à une réponse de 50%, soit EC50<sub>p</sub>)

L'interprétation du résultat est la suivante : si TUS = 1, on attend que le mélange provoque le niveau d'effet e (sur la courbe de la Figure 12), si TUS >1, l'effet observé devrait être plus important que l'effet e (au dessus) et si TUS <1, l'effet observé devrait, au contraire, être moins important (en dessous). (Ceci ressemble à une généralisation du quotient de danger, résultat d'une évaluation des risques sanitaires)
<figure><img src="image_26.png" /><figcaption>**Figure 12 : Illustration du principe de la somme des unités toxiques (TUS) dans le cas simple d'un mélange de deux substances pour un niveau d'effet e.**</figcaption></figure>

Une isobole correspond à la courbe reliant les doses équipotentes pour un même effet, c'est-à-dire les doses entraînant des réponses équivalentes (par exemple la concentration pour laquelle 50% des individus développent l'effet est représenté par l'EC50 pour chaque substance individuellement, et le reste de la courbe représente la paire de doses produisant aussi une réponse de 50%).

### 4.3.2.1.2 Normalisation par le niveau d'exposition acceptable

Cette mesure correspond à l'indice de risque (HI, pour Hazard Index).

$$HI = \sum_{p=1}^{n} \frac{ne_{p}}{na_{p}}$$

avec HI l'indice de risque

$ne_p$ le niveau d'exposition réel à p

$na_p$ le niveau d'exposition acceptable, dans la même unité.

Des facteurs d'incertitudes peuvent être introduits selon la qualité des informations sur les substances, ce qui permet une certaine flexibilité. Si $HI > 1$, la concentration (ou dose) totale dépasse le niveau de risque considéré comme acceptable.

### 4.3.2.1.3 Normalisation par la valeur toxicologique expérimentale

Cette mesure correspond à l'"indice du point de départ" (PODI, pour Point of Departure Index). Il repose sur le même principe que les précédents, mais à la place de la part relative du niveau admissible, il s'agit de la part relative de leurs « points de départ » (POD), c'est-à-dire des valeurs toxicologiques expérimentales telles que les NOAEL ou les Benchmark dose (ou concentrations) sur les animaux. Ceci permet de retirer certaines incertitudes du calcul.

$$PODI = \sum_{p=1}^{n} \frac{ne_{p}}{POD_{p}}$$
Un « point de départ » (POD) correspond à la valeur obtenue par expérimentation, sans facteur d'incertitude lié à une extrapolation de l'animal à l'homme ou d'une voie d'exposition à une autre. Il s'agit donc d'une valeur plus élevée qui pourrait être utilisée pour estimer les « marges d'exposition » pour un mélange. Cela signifierait que si aucun effet n'est attendu pour cette dose, il ne devrait pas y en avoir aux doses ajustées pour l'homme qui sont plus sécuritaires (plus faibles car issues de l'application de facteurs d'incertitude).

### 4.3.2.1.4 Normalisation avec une substance de référence

Cette mesure correspond aux facteurs de potentiel relatif (RPF, pour Relative Potency Factors). Ils suivent les mêmes principes que les méthodes précédentes, mais, cette fois, chaque substance est exprimée selon un polluant de référence. Ce concept peut être appliqué pour les mélanges de substances considérées comme similaires d'un point de vue toxicologique (même mécanisme d'action pour un même effet). Les concentrations (ou les doses) des composants du mélange sont exprimés en fonction d'une substance de référence, servant d'échelle de mesure. La toxicité du mélange est ainsi exprimée par la concentration (ou quantité) équivalente de la référence pour obtenir ce même résultat. Comme indiqué dans l'équation suivante, RPFₓ correspond au facteur d'équivalence pour une substance p (« scaling factor »), permettant de passer de sa concentration (cₚ) à la concentration équivalente de la référence en termes de toxicité. Dans le cas de la substance de référence, RPF{réf} = 1.

$$C_{mélange} = \sum_{p=1}^{n} (c_{p} \times RPF_{p})$$

### 4.3.2.1.5 Facteur d'équivalence toxique (TEF, Toxic Equivalent Factor)

Il s'agit d'un type spécifique de facteurs de potentiel relatif, formé par consensus scientifique. Les hypothèses de base sont la similarité des mécanismes d'action entre les substances de structure proche et des courbes doses-réponse parallèles. Ces conditions ne sont que rarement rencontrées, mais c'est notamment le cas pour les dioxines (premiers composés pour lesquels un tel indice a été développé).

$$TEQ = \sum_{p=1}^{n} (c_{p} \times TEF_{p})$$

La toxicité totale est exprimée en terme de toxicité de la concentration (ou quantité) équivalente du composé de référence (TEQ, pour toxic equivalent quantity). Elle est estimée par la somme des concentrations (doses) multipliées par leurs TEFₚ respectifs.

Pour les dioxines, les furanes et les composés apparentés, la référence correspond au congénère le plus toxique, le 2,3,7,8-tétrachlorodibenzo-p-dioxine (2,3,7,8-TCDD). Pour les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), il s'agit du benzo[a]pyrène.

Le TEQ constitue une simple mesure de la toxicité des émissions, qui n'évalue ni le devenir des polluants, ni l'exposition de personnes. Il peut cependant être utilisé pour la construction d'un indicateur d'impact sanitaire. Par exemple, les TEF ont été utilisés pour
construire un indicateur des impacts sanitaires potentiels des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), appliqué dans la région des grands lacs et du Saint-Laurent (Soucy, 2010). Cet indicateur consiste en une combinaison des TEF avec les fractions exposantes (iF, pour intake fraction – voir paragraphe 4.2.3.3.2) des HAP toxiques considérés. Cela permet d'agréger les émissions des HAP via le calcul d'un facteur d'équivalence des émissions.

L'application de ces deux dernières méthodes (RPF et TEF) est impossible dans un contexte impliquant différents types de substances, compte tenu des limites d'applications (mécanismes de toxicité sous-jacents). Par contre, l'application de la TUS, de l'HI et du PODI pour une même cible pourra être envisagée, même si les questions de pondération entre effets ne sont toujours pas réglées.

### 4.3.2.2. Application des quantités équivalentes

L'approche appliquée pour les ACV servira à illustrer l'application de la normalisation via une substance de référence. Elle repose, en principe, sur l'approche détaillée ci-dessus. Cependant, la notion d'additivité de dose pour des mécanismes d'actions identiques n'est pas explicite dans ces travaux. La somme des rapports est réalisée sans explication des approximations et sans questionnement sur la pertinence et la signification du résultat obtenu.

Dans les ACV, comme le décrit le paragraphe 4.2.3, on exprime un facteur de caractérisation pour chaque substance, qui sera multiplié par les émissions. Généralement, ce facteur, avec ses composantes de devenir, d'exposition et d'effet, sont 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). L'équation suivante illustre ce principe :

$$FC_p = \frac{FE_p \times iF_p}{FE_{ref} \times iF_{ref}}$$

avec FC le facteur de caractérisation,
FE le facteur d'effet,
iF la fraction exposante,
p la substance étudiée,
ref la substance de référence.

Pour la toxicité humaine, les critères de choix de la substance de référence ne sont pas vraiment explicites dans la littérature. La première question à se poser concerne le nombre de substances de référence : il faudrait dans l'idéal disposer d'une substance pouvant être utilisée pour toutes les catégories de toxicité. Il faut ensuite choisir une substance bien connue ; c'est-à-dire dont les effets et les valeurs de toxicité ont été bien étudiés. Par exemple, si l'on considère des effets cancérogènes et non cancérogènes, la référence devrait à la fois être caractérisée pour des cancers et pour un autre effet. Dans cette situation, la substance de référence choisie en ACV est le plus souvent le 1,4-Dichlorobenzene (Huijbregts et al., 2000; Bio Intelligence Service, 2009). Le résultat sera ainsi exprimé en kg équivalent de
1,4-Dichlorobenzène (kg éq 1,4-DCB) pour l'air urbain.

Cependant, dans les expressions classiques du facteur d'effet, il s'exprime via une valeur toxicologique (VTR ou ED50), indiquant un niveau de toxicité (apparition de l'effet critique, probabilité d'occurrence), la nature de l'effet et sa gravité étant ainsi mises de côté. De plus, tous les effets à court et à long terme non cancérogènes seraient mélangés. On sous-entend ainsi qu'un kg équivalent de 1,4-DCB de chaque substance provoque le même impact, et par conséquent l'équivalence de tous les cancers d'une part, et d'autre part de tous les effets non cancérogènes, sans tenir compte des mécanismes d'action, ni même des organes ciblés. Ainsi il n'est ni vraisemblable ni satisfaisant de comparer ces masses qui ne représentent pas la même chose.

L'introduction de la gravité serait délicate. Tout d'abord, il faudrait poser l'hypothèse qu'un effet résulte d'un seul mécanisme d'action, commun à toutes les substances. Il faudrait ensuite déterminer des facteurs d'équivalence pour tous les effets critiques, c'est-à-dire affecter une valeur à chaque effet. En outre, on peut se demander quelle est la pertinence d'utiliser l'effet critique, pour lequel on a une valeur toxicologique, par rapport aux effets potentiels réels qui peuvent être plus graves que celui-ci. A ce jour, ceci n'a pas pu être réalisé de manière consensuelle, notamment en raison de questionnements sur la légitimité de la source de ces facteurs (experts, population générale...). La seule approche développée est celle des années de vie ajustées sur les incapacités (AVAI). L'OMS propose alors des poids d'incapacité qui servent de facteur de pondération des différentes maladies. Cette approche est développée au paragraphe 4.3.3.

Une autre solution consisterait à choisir une référence par type d'effet. C'est nécessairement le cas si l'on souhaite utiliser une autre séparation que cancérogène / non-cancérogène, comme aucune substance ne peut servir de référence pour l'ensemble des effets. Une telle référence permettrait de sommer les substances au sein d'une catégorie et permettrait de souligner que les différents effets ne se valent pas. L'agrégation des scores par type d'effet serait cependant délicate, puisque exprimées en quantités équivalentes de différentes substances. Des facteurs de pondération devraient être utilisés, dans ce cas, obtenus en se basant sur ce que représente la toxicité unitaire de référence, c'est-à-dire l'effet provoqué par 1 mg de la substance de référence. On rencontre alors les mêmes difficultés que précédemment pour établir ces facteurs. De plus, le résultat final, masse représentative de la toxicité n'aurait pas de sens par elle-même, il faudrait l'utiliser dans le cas de comparaisons ou en ayant établi une échelle d'interprétation.
### 4.3.3. Années de vie ajustées sur les incapacités

Les années de vie ajustées sur les incapacités (AVAI ou DALYs pour Disability Adjusted Life Years), développées par l'OMS, permettent de traduire les différents impacts sanitaires et leur gravité en une seule variable. Il s'agit d'une mesure quantitative du poids de la mortalité et de la morbidité qui est associé à une maladie. On appelle « indicateur synthétique de santé » un tel indicateur combinant des informations de mortalité et de morbidité pour évaluer rapidement l'état de santé d'une population à un moment donné (Lapostolle, 2008).

La gravité d'une maladie est ainsi exprimée en un nombre d'années de vie en bonne santé perdues, correspondant à une perte d'espérance de vie en bonne santé. Elles sont calculées pour chaque classe d'âge et pour chaque sexe selon la formule suivante :

$$AVAI = AVP + AVI$$

avec AVP le nombre d'années de vie perdues (mortalité prématurée) ;

AVI le nombre d'années de vie avec incapacité (ou « Years of Life Disabled »), prenant en compte les durées de la maladie et des séquelles éventuelles.

Sept classes d'âge sont actuellement définies par l'OMS : [0-4], [5-14], [15-29], [30-44], [45-59], [60-69] et > 70 ans (Granados et al., 2005).

Les AVP correspondent aux années de vie non vécues en raison d'une mort prématurée, c'est-à-dire survenue avant l'atteinte de l'espérance de vie. Le nombre d'années de vie perdues peut être calculé de différentes manières. La première méthode développée correspond aux « Year of Life Lost » (YLL), définies comme la différence entre l'âge de la mort et l'espérance de vie à la naissance. D'autres indicateurs ont ensuite été développés à partir de celui-ci en changeant la référence d'espérance de vie. Trois types d'indicateurs en résultent (Lapostolle, 2008) :

* les « années potentielles de vie perdues » (APVP), pour lesquelles la référence d'espérance de vie est une constante ;

* les « années espérées de vie perdues » (AEVP) pour lesquelles l'espérance de vie est obtenue pour chaque âge à partir d'une table de mortalité valable pour une population donnée ;

* les « années standardisées de vie perdues » (ASVP) pour lesquelles on utilise aussi une espérance de vie évolutive selon l'âge, mais identique pour toutes les populations.

Les tables d'espérance de vie (ou de mortalité) recensent les espérances de vie par sexe pour chaque âge ou classe d'âge. L'OMS a choisi d'utiliser une même table de mortalité pour toute la population : la table « West level 26 ». Celle-ci est basée sur les espérances de vie maximales, soit 82,5 ans pour les femmes (Japon) et 80 ans pour les hommes (Murray, 1994 ; Granados et al., 2005 ; Mathers et al., 2006). Ce choix correspond à l'utilisation d'ASVP, qui sont calculées d'après la formule suivante :
$$ASVP = \sum_{m} ASVP_{m} = \sum_{m} \sum_{a} D_{m,a} \times L_{a}$$

avec $D_{m,k}$ le nombre de décès anticipés dus à la pathologie m dans la classe d'âge a

et $L_k$ l'espérance de vie pour l'âge au décès issue d'une table standard de mortalité.

Les statistiques de mortalité nationales sont notamment utilisées, pour les années les plus récentes et avec la dispersion par âge, par sexe et par cause selon le classement international des maladies (CIM-10, en anglais ICD-10 pour International Classification of Diseases).

Des questions peuvent être soulevées quant à la valeur de chaque année de vie perdue. L'OMS considère qu'une année de vie est équivalente entre tous les pays. D'autres visions peuvent exister : valeur d'une année par rapport à l'espérance de vie (valeur supérieure dans les pays en développement où l'espérance de vie est plus courte) ou valeur économique dans laquelle une année de vie vaut plus dans un pays développé. Par ailleurs, on considère quelquefois que la perte d'une année de vie en bonne santé à différents stades de la vie correspond à différentes valeurs (moindre valeur aux extrêmes : jeune âge et vieillesse).

Les AVI sont calculées selon la formule suivante (sans préférence sociale) (Mathers et al., 2006) :

$$AVI_{(m,a,s)} = I_{(m,a,s)} \times PI_{(m,a,s)} \times D_{(m,a,s)}$$

avec $I(m,a,s)$ le nombre de cas incidents pour la cause m, l'âge a, et le sexe s;

$PI(m,a,s)$ le poids d'incapacité pour la cause m, l'âge a, et le sexe s ; et

$D(m,a,s)$ la durée moyenne en années de l'incapacité jusqu'à la rémission ou la mort.

Afin de rester dans une vision de flux pour estimer la morbidité, les incidences (nombre de nouveaux cas), représentant le passage d'un état de santé à un autre, ont été préférées aux prévalences (nombre total de cas dans la population). En effet, ces dernières représentent déjà le résultat de l'incidence et de la durée de la maladie. La qualité des données démographiques et épidémiologiques est essentielle pour garantir celle du résultat.

Le poids d'incapacité est une information particulièrement intéressante, puisqu'il permet la pondération des maladies selon leur gravité. Cet aspect est développé au paragraphe 4.3.3.1. L'application des AVAI sera ensuite abordée, tout d'abord dans son utilisation dans le calcul du fardeau des maladies (Burden of Disease – paragraphe 4.3.3.2) par l'OMS, dans les ACV (paragraphe 4.3.3.3) et dans d'autres situations (paragraphe 4.3.3.4).
### 4.3.3.1. Poids d'incapacité

#### 4.3.3.1.1 Généralités

Une incapacité peut être définie comme une limitation. Elle traduit la difficulté à vivre normalement et peut conduire à un handicap durable et, selon le milieu dans lequel la personne évolue, à des désavantages sociaux (perte d'emploi, exclusion, dépendance...). Par exemple, le développement d'une pathologie cardiaque n'aura pas le même impact sur un sportif de haut niveau et une personne travaillant dans un bureau. Les années de vie avec incapacité (AVI), mesures de la morbidité via les incapacités, ne prennent pas en compte les différences de conditions de vie, de façon à être reproductibles (Granados et al., 2005).

Un poids d'incapacité représente la gravité d'un état de santé associé à une pathologie ou une blessure spécifique. Leur valeur est comprise entre 0, pour un état de santé idéal, et 1, représentant la mort. Elle augmente donc avec l'importance de l'incapacité (Granados et al., 2005). Ce sont des valeurs subjectives (estimation de la gravité par des échantillons de personnes) utilisées avec des valeurs objectives (mortalité et données épidémiologiques).

En pratique, dans la première version du Fardeau des maladies (Burden of Diseases) de 1990, 6 catégories d'incapacités, décrites Tableau 17, ont été définies et disposaient d'un coefficient d'incapacité déterminé par consensus entre des experts, obtenu via des méthodes détaillées au paragraphe suivant (Schwarzinger, 2003 ; Granados et al., 2005).

<table><caption>Tableau 17 : Catégories d'incapacité et poids d'incapacité (PI) associés (Granados et al., 2005)</caption><thead><tr><td>Catégories</td><td>Description</td><td>PI</td></tr></thead><tbody><tr><td>I</td><td>Au moins une activité limitée parmi les champs d'action suivants : loisirs, éducation, procréation, profession</td><td>0,096</td></tr><tr><td>II</td><td>Plusieurs activités limitées dans les champs d'action proposés</td><td>0,220</td></tr><tr><td>III</td><td>Limitation dans au moins deux champs d'action</td><td>0,400</td></tr><tr><td>IV</td><td>Limitation dans tous les champs d'action</td><td>0,600</td></tr><tr><td>V</td><td>Besoin d'aide dans la vie quotidienne pour se préparer à manger, faire ses courses et faire le ménage</td><td>0,810</td></tr><tr><td>VI</td><td>Besoin d'aide dans la vie quotidienne pour manger et faire sa toilette</td><td>0,920</td></tr></tbody></table>

Afin de répondre à certaines critiques, telles que le manque d'adaptation à un contexte local, des poids d'incapacités propres à chaque région de l'OMS auraient été développés à la suite de travaux menés en 2000 (Granados et al., 2005), sur lesquels nous revenons ci-dessous.
### 4.3.3.1.2 Méthodes

Les méthodes permettant de déterminer la valeur accordée par une population à un état de santé sont généralement basées sur les préférences individuelles (Time trade-off, Standard gamble), ou sur les valeurs sociales (Person trade-off). Les principales méthodes utilisées pour l'obtention des poids d'incapacités pour les AVAI sont les suivantes (Üstün *et al.*, 2001; Schwarzinger, 2003; Salomon and Murray, 2004) (synthétisées dans le Tableau 18) :

* L'échelle visuelle analogique (Visual analogue scale - VAS). La gravité de l'état de santé est mesurée à l'aide d'une échelle (de type thermomètre ou réglette), en le situant par rapport aux extrêmes de l'échelle (pire et meilleur état de santé imaginable). Pour une même espérance de vie dans chaque état de santé, on demande ainsi de les classer du plus au moins désirable et de les noter sur une échelle, allant généralement de 0 (mort) à 100 (santé idéale);

* La technique des compromis de temps (Time trade-off technique - TTO). Elle mesure la durée de vie à laquelle les répondants pourraient accepter de renoncer pour éviter une condition hypothétique et être en pleine santé. Il s'agit d'un choix entre vivre pendant une durée fixée (par exemple 10 ans) dans un état de santé et vivre en parfaite santé mais avec une espérance de vie inférieure. Le choix est quantifié par le nombre d'années considéré comme équivalent aux 10 ans;

* La technique de compromis de personnes (Person trade-off technique - PTO) est basée sur des compromis entre la gravité des maladies, la taille du gain sanitaire et le nombre de personnes aidées. Cette fois-ci, les personnes sont interrogées sur le choix entre un programme qui permettrait d'étendre de 10 ans la durée de vie de personnes en pleine santé et un programme qui permettrait de prévenir l'apparition d'un problème chez un certain nombre de personnes et leur permettrait de ramener leur santé à un état idéal pour 10 ans d'espérance de vie. Ainsi, cela correspond au nombre d'évènements de santé évités équivalents à la prévention de 100 morts.

* Le « Standard Gamble » (SG). Le choix est alors posé entre vivre 10 ans dans un état de santé donné ou accepter une procédure qui offrirait une chance de vivre ces 10 ans en pleine santé, mais avec un risque de mourir immédiatement. On détermine ainsi le niveau de risque auquel l'option incertaine aurait la même valeur que l'état de santé.
<table><caption>Tableau 18 : Caractéristiques des réponses des principales méthodes d'estimation de la valeur (chapitre 32, Salomon et al, 2003)</caption><thead><tr><td>Méthode</td><td>Unité et échelle</td><td>Interprétation</td></tr></thead><tbody><tr><td>Echelle visuelle analogique (VAS)</td><td>0 à 100</td><td>Notation moyenne de la condition x dans le pays i</td></tr><tr><td>Compromis de temps (TTO)</td><td>Années<br>0 à 10</td><td>Nombre médian d'années de parfaite santé équivalent à 10 ans dans la condition x dans le pays i</td></tr><tr><td>Standard Gamble (SG)</td><td>Risque<br>0 à 100%</td><td>Risque médian de mort pour lequel le traitement est équivalent à la certitude dans la condition x dans le pays i</td></tr><tr><td>Compromis de personnes (PTO)</td><td>Personnes de 100 à l'∞</td><td>Nombre médian de cas prévenus de x équivalents à 100 morts évitées dans le pays i</td></tr></tbody></table>

Les résultats sont ensuite convertis pour obtenir les coefficients de pondération. Les méthodes d'enquête TTO, SG et PTO ont été développées pour être menées auprès de personnes de formation supérieure (échantillons de population ou groupes d'experts). En théorie, ces méthodes pourraient être appliquées en population générale, mais la fiabilité des résultats semble moins assurée. En revanche, les enquêtes utilisant la méthode d'échelle virtuelle analogique sont bien appropriées à l'ensemble de la population, et sont d'ailleurs fréquemment utilisées pour estimer le niveau de douleur ressenti par des malades.

Des biais peuvent être observés dans toutes ces méthodes (maîtrise des modes de réflexion, connaissances différentes, aversion pour le risque variable...).

Une enquête peut avoir recours uniquement à une de ces méthodes. Par exemple, les poids d'incapacité construits par l'OMS pour calculer le Fardeau mondial des maladies (GBD) en 1990 ont été obtenus en suivant un protocole PTO appliqué à des panels d'experts (professionnels de santé) de toutes les régions du monde (Murray and Acharya, 1997).

Sinon il est possible de combiner différentes méthodes, ce qui permet de minimiser l'impact des biais propres à chacune d'entre elles sur les résultats. Les combinaisons permettent de déterminer des tendances générales. Des outils statistiques sont alors utilisés pour identifier et quantifier les différences entre les résultats. Les biais liés à chaque méthode peuvent être identifiés et les résultats sont ajustés. Il est alors possible d'obtenir un résultat moyen. C'est ce qui a notamment été fait pour le « Multi-country Survey Study on Health and Responsiveness » par l'OMS en 2000-2001, par le biais d'une enquête en population générale, complétée par des enquêtes plus poussées (telles que TTO, PTO, SG) auprès de personnes ayant répondu et disposant d'un « haut » niveau d'études (étudiants, journalistes, professionnels de santé, politiciens...) (Murray et al., 2001). L'enquête générale a consisté en une description d'états de santé hypothétiques suivant 7 domaines, suivie par une évaluation via une échelle visuelle analogique (VAS). L'enquête plus détaillée n'a pas été menée en population générale car les évaluations plus abstraites et détaillées ne seraient pas fiables en population générale (Üstün et al., 2001). Elle a permis d'ajuster de manière empirique les valeurs estimées grâce à l'enquête en population. Une méthode statistique est utilisée pour corréler les résultats et obtenir une fonction d'évaluation.
Pour chaque pathologie, deux facteurs de pondération sont calculés indépendamment, en cas de traitement ou non. En effet, la gravité de la maladie n'est pas comparable dans ces deux conditions et permet de prendre en compte certaines disparités dans la gravité de maladies entre les pays développés où des soins sont disponibles et les pays moins avancés où ce n'est pas le cas. Diverses études tendent à montrer une cohérence du classement des maladies entre les méthodes d'une part, et entre les pays d'autre part (en tous cas d'Europe de l'Ouest : Murray *et al.*, 2001 ; Salomon *et al.*, 2003, ch. 32). L'étude de Murray *et al.* (2001) avait notamment pour objectif de collecter des informations sur les valeurs accordées aux différents états de santé par la population afin de comprendre les différences entre pays et, au sein d'un pays, entre différentes catégories sociodémographiques (âge, sexe, niveau d'études, revenu...). Il est cependant précisé que cette similarité de classement serait insuffisante pour juger de la validité d'un poids d'incapacité universel, comme utilisé par l'OMS. L'application au grand public est préconisée, mais en faisant attention au niveau de santé, au niveau d'étude et à la compréhension des méthodes par les personnes interrogées.

#### 4.3.3.1.3 Résultats

La liste des poids d'incapacité utilisés par l'OMS dans le calcul des AVAI en 2004 est disponible sur Internet (table 3A.6 - Mathers *et al.*, 2006). Ils sont définis au niveau mondial et peuvent être exprimés en fonction de l'âge et du sexe. Il s'agit, pour la plupart, des valeurs de 1990, complétées en 2000 pour de nouvelles maladies ou avec des valeurs actualisées à la suite d'études spécifiques à une pathologie (sida, vision basse...), notamment aux Pays-Bas (dépressions...). Les valeurs obtenues à la suite de l'étude internationale de l'OMS décrite précédemment devraient être intégrées dans le calcul de la prochaine version du Fardeau des maladies (Mathers *et al.*, 2003 ; Mathers *et al.*, 2006).

L'applicabilité de ces facteurs internationaux à une échelle nationale est discutée. En effet, les poids d'incapacité peuvent varier selon les régions, en raison de la distribution de la gravité des états de santé et de la proportion de cas traités quand on ne les sépare pas (Mathers *et al.*, 2006). Il semblerait plus pertinent de définir des poids d'incapacité à une échelle plus régionale (Üstün *et al.*, 1999 ; Jelsma *et al.*, 1999), même si des études tendent à monter une bonne cohérence entre les pays (Mathers *et al.*, 2006). Ce travail a été mené pour l'Europe de l'Ouest dans le cadre de travaux sur le fardeau national des maladies des Pays-Bas (Stouthard *et al.*, 2000), en adaptant notamment la méthode proposée par l'OMS. Par ailleurs, les facteurs d'incapacités sont spécifiques à un état de santé lié à une maladie et ne prennent pas en compte la comorbidité (Van Baal *et al.*, 2006).

### 4.3.3.2. Fardeau mondial et fardeau environnemental des maladies

Le Fardeau mondial des maladies ((« Global Burden of Diseases » ou GBD) a introduit la notion d'AVAI pour 1990, dans un travail mené par l'OMS et l'Ecole de Santé Publique de Harvard (Mathers *et al.*, 2006). Depuis cette première étude, les AVAI sont utilisées dans de nombreuses situations, par différents organismes. L'OMS continue à mettre à jour les valeurs
et à améliorer la disponibilité des données d'entrée et les méthodes de calcul.

Ce chapitre aborde l'application des AVAI dans le calcul du fardeau mondial et de la charge nationale des maladies, puis du fardeau environnemental.

#### 4.3.3.2.1 Charge mondiale et nationale des maladies

Le « fardeau mondial des maladies » mesure la charge de morbidité liée aux maladies en utilisant les AVAI, mesure développée pour évaluer cette charge de la même manière entre les maladies, les facteurs de risques et les régions.

Cinq utilisations de ces études sont envisagées (Lopez et al., 2006b) : pour évaluer des performances (programme de santé publique...), pour encadrer des débats sur les valeurs attribuées aux maladies et leurs importances, pour identifier des priorités nationales de lutte contre les maladies, pour créer du savoir et pour affecter des ressources aux différentes cibles en matière de santé. Récemment, l'approche par facteurs de risque a été encouragée. Celle-ci paraît plus utile pour poser les priorités d'actions de prévention qu'un simple classement des maladies. Par exemple, agir sur le tabagisme permettrait de diminuer la charge de morbidité attribuable à différents cancers (poumons, gorge...). Le Tableau 19 retrace l'évolution des travaux de l'OMS sur le fardeau mondial des maladies.

<table><caption>**Tableau 19 : Evolution des études du fardeau mondial des maladies**</caption><thead><tr><td>Etudes</td><td>Sujet</td></tr></thead><tbody><tr><td>Etude originale pour 1990 (à partir de 1992)</td><td>- « Avancée majeure »<br/>- Finalisation de la méthode et introduction des AVAI<br/>- Recueil et analyse des données<br/>- Valeurs pour 107 maladies et traumatismes et 10 facteurs de risques pour 8 régions OMS pour 1990</td></tr><tr><td>Mise à jour de valeurs pour 2000-2002 (à partir de 2000 sur Internet)</td><td>- Améliorations méthodologiques (modèles...)<br/>- Plus de données collectées, notamment dans des domaines élargis</td></tr><tr><td>Rapport de mise à jour (2004) (OMS, 2008a)</td><td>- Pour les années 2000-2001<br/>- 6 régions et 14 sous régions<br/>- À partir de données de mortalité ajustées, utilisation d'autres modèles causes-décès<br/>- Actualisation des AVI pour 52 causes (données d'incidence et de prévalence)</td></tr><tr><td>Rapport : mises à jour et facteurs de risque (Lopez et al., 2006a)</td><td>Suite mise à jour et 19 + 6 facteurs de risque :<br/>- Dénutrition infantile et maternelle (4)<br/>- Nutrition autre et activité physique (5)<br/>- Toxicomanies (3)<br/>- Hygiène sexuelle (2)<br/>- Risques liés à l'environnement (3+2)<br/>- Risques professionnels (4)<br/>- Autres facteurs de risque (2)</td></tr><tr><td>Nouvelle évaluation (attendue fin 2010)</td><td>Évaluation systématique complète des données pour produire de nouvelles estimations pour 2005 en plus de 1990</td></tr></tbody></table>

Différents pays (Iran, Pays-Bas, Australie...) ont repris ces travaux pour évaluer leur charge nationale de morbidité. Les résultats de telles études sont parfois utilisés dans des analyses coûts-efficacité (§ 4.3.4).
Les facteurs de risques ont été sélectionnés d'après les critères suivants : causalité probable d'après les connaissances actuelles, important impact global potentiel (intervention dans les principales charges de morbidité, maladies cardiovasculaires par exemple), pouvant être modifié et disponibilité suffisante de données d'exposition et des niveaux de risque associés pour au moins les extrapoler. La fraction des évènements attribuable à chaque facteur de risque est déterminée pour chacune des pathologies dont il augmente l'occurrence. La liste comporte 19 facteurs principaux et 6 complémentaires, comprenant notamment les risques professionnels et des risques liés à l'environnement (OMS, 2009).

Une méthodologie spécifique, présentée au paragraphe suivant, a été mise au point pour les facteurs environnementaux. D'autres facteurs y sont également intégrés.

### 4.3.3.2.2 Fardeau environnemental des maladies

Ces études ciblent la charge de morbidité liée aux facteurs environnementaux de risque et constituent une poursuite du travail sur les facteurs de risques étudiés dans le cadre des études plus générales sur le fardeau des maladies. Elles ont pour objectif de déterminer le poids des pathologies lié aux facteurs environnementaux étudiés (Prüss-Üstün et al., 2003).

Les facteurs environnementaux de risques pris en compte dans les études du fardeau des maladies sont les suivants :

- Conditions d'alimentation en eau, d'assainissement et d'hygiène insalubres,

- Pollution atmosphérique urbaine,

- Exposition aux fumées produites par l'utilisation de combustibles solides à l'intérieur des habitations (pollution de l'air intérieur),

- Exposition au plomb,

- Changements climatiques.

En plus de ceux-ci, 5 autres facteurs sont étudiés, dont 2 correspondant à des expositions professionnelles :

- Rayonnement ultraviolet (solaire),

- Exposition au mercure,

- Exposition aux substances cancérigènes sur le lieu de travail,

- Exposition aux particules en suspension sur le lieu de travail,

- Tabagisme passif.

Chacun de ces facteurs de risque environnementaux disposent d'un guide méthodologique élaboré par l'OMS. Nous nous intéresserons maintenant au facteur de risque « pollution atmosphérique urbaine ».

La méthode utilisée pour obtenir ces résultats correspond à l'« évaluation des impacts sanitaires de la pollution atmosphérique urbaine » décrites au paragraphe 4.2.2. En effet, ils ont recours aux concentrations ambiantes en un polluant indicateur et à des relations
concentration - réponse, tirées d'études épidémiologiques.

Ils ont choisi d'utiliser les particules fines (PM10 ou PM 2,5) comme traceur de la pollution atmosphérique. Les principales raisons sont que l'exposition aux particules est utilisée dans des études épidémiologiques partout dans le monde et est associée à des évènements sanitaires (mortalité et morbidité). La morbidité ne peut pas être estimée par cette méthode car elle requiert l'utilisation de taux de base des maladies et il est difficile de les estimer à la fois pour certains évènements (hospitalisations, crises d'asthme qui sont multifactorielles...) et pour tous les pays (Ostro, 2004).

Quatre étapes sont proposées : estimation de l'exposition et d'une référence, détermination de la taille de la population exposée et des effets sur la santé à suivre, incidence de ces effets dans cette population (taux de mortalité de fond dans la population en nombre de morts pour 1000 personnes) et enfin application des relations concentration-réponse issues d'études épidémiologiques pour calculer trois indicateurs :

- le nombre de morts prématurées et d'AVAI pour pathologies cardio-pulmonaires et cancers du poumon attribuable à l'exposition à long terme aux PM2,5 parmi les personnes âgées de plus de 30 ans ;

- le nombre de morts prématurées et d'AVAI pour maladies respiratoires attribuables à une exposition à court terme aux PM10 parmi les enfants de moins de 5 ans ;

- le nombre de morts prématurées et d'AVAI toutes causes pour une exposition à court terme aux PM10 (qui ne doit pas être ajouté aux précédents en raison de double comptage).

On réalise le calcul en multipliant la population exposée par l'incidence de l'effet étudié et par la fraction de cet effet attribuable à la pollution atmosphérique.

L'OMS a déterminé que la pollution atmosphérique urbaine serait responsable de 1,4 % de la mortalité totale, 0,4 % des AVAI totales, 2 % des maladies cardiovasculaires et 5 % des cancers de la trachée, des bronches et du poumon.

#### 4.3.3.3. ACV, approches endpoints et mixte

Cette approche se concentre sur les impacts finaux. Elle peut être illustrée par l'indicateur Eco-Indicator 99 et la méthodologie du projet ReCiPe, approche mixte qui dispose également d'indicateurs d'impacts intermédiaires (Goedkoop et al., 2009). La pondération est au centre de la réflexion de cette approche. La première étape consiste à définir les résultats auxquels on veut aboutir et les pondérations nécessaires pour y arriver (Goedkoop and Spriensma, 2001). Trois types de cibles d'impacts finaux (également appelés « dommages » - « endpoints », ou encore zone de protection) sont définis : la santé humaine, la qualité de l'écosystème et les ressources.
L'impact final sur la santé humaine comprend toutes les catégories d'impacts intermédiaires qui occasionneront un effet sanitaire, dont la toxicité directe des polluants (toxicité humaine étudiée au paragraphe 4.2.3). Par exemple, les effets des polluants photochimiques et les effets indirects liés au changement climatique sur la santé sont intégrés à ce niveau d'impact.

L'expression de l'impact final doit pouvoir prendre en compte ces différents aspects. Les résultats de l'évaluation sanitaire sont donc exprimés en années de vie perdues ajustées sur les incapacités (AVAI). Comme défini aux paragraphes précédents (4.3.3), cela permet d'exprimer à la fois la mortalité et la morbidité, traduite en nombre d'années de vie avec handicap selon une échelle de poids des handicaps (Krewitt et al., 2002). Cette étape permet de relier les effets sanitaires d'une substance aux AVAI. Ainsi un flux de substances toxiques, en tonnes par an, donnera un nombre d'AVAI, comme montré par les équations suivantes (Huijbregts et al., 2005).

Le facteur de caractérisation de la substance p ($FC_p$) peut être exprimé de la manière suivante (cf paragraphe 4.2.3.4) :

$$FC_p = \frac{\partial \text{Gravité}}{\partial \text{Effet}} \times \frac{\partial \text{Effet}}{\partial \text{Dose}} \times \frac{\partial \text{Dose}}{\partial \text{Emission}}$$

La gravité étant définie de la manière suivante :

$$\text{Gravité} = \text{AVAI}_{\text{total}} = N_{\text{pop}} \times \sum_{m} (\text{AVAI}_{m} \times R_{m})$$

avec $AVAI_{total}$ le nombre d'AVAI causées par les maladies concernées ;

$AVAI_m$ le nombre d'AVAI par cas de la maladie m associé à la substance p ;

$N_{pop}$ la population exposée ;

et $R_m$ la probabilité d'occurrence de la maladie e dans la population.

Le facteur de gravité peut être exprimé ainsi, pour le mode d'action k provoquant la maladie m (Huijbregts et al., 2005) :

$$\frac{\partial \text{Gravité}}{\partial \text{Effet}} = \frac{\partial \text{AVAI}_{\text{total}}}{N_{\text{pop}} \cdot \partial R_{m,k}} = \frac{N_{\text{pop}} \cdot \sum_{m} (\text{AVAI}_{m} \cdot \partial R_{m})}{N_{\text{pop}} \cdot \partial R_{m,k}} = \frac{\sum_{m} (\text{AVAI}_{m} \cdot \sum_{k} \partial R_{m,k})}{\partial R_{m,k}} = \text{AVAI}_{m}$$

avec $AVAI_m = AVP_m \times AVI_m$

Les valeurs calculées pour le Fardeau des maladies sont utilisées dans ces méthodes, en attribuant la même valeur pour une année de vie perdue à tout âge et sans actualisation pour les dommages futurs. En moyenne, le facteur de dommage pour les effets cancérogènes est de 11,5 années de vies perdues par cas (de 4 ans pour un cancer de la prostate à 28 pour une leucémie) (Huijbregts et al. 2005 ; Goedkoop et al., 2009). Il s'agit à peu près du double des valeurs proposées par Crettaz et al. (2002), à savoir 6,7 années de vie perdues en moyenne par
cancer, allant de 2,1 années perdues pour la prostate à 14,6 années pour les leucémies. Cette différence est expliquée par l'application d'une pondération selon l'âge et d'un taux d'actualisation par Crettaz et al. (2002), contrairement à ce qui a été fait par les autres (Huijbregts et al., 2005). L'application de tels facteurs est très discutée, ce qui pourrait expliquer que les travaux les plus récents n'y recourent pas.

Deux approches sont distinguées pour les effets non cancérogènes, en raison de plusieurs aspects sur lesquels nous reviendrons au paragraphe 5.3.4.2. La principale source de complexité est la difficulté de relier les effets de certaines substances à une maladie étudiée pour le fardeau des maladies. La première approche recourt à un classement subjectif des pathologies entre trois catégories (voir le Tableau 16 et le paragraphe 4.3.1). Chacune est ensuite affectée d'un nombre d'AVAI correspondant grossièrement à sa gravité. La valeur de la catégorie la plus grave est de 6,7 AVAI, les cancers y étant intégrés (Pennington et al., 2002). Les valeurs des autres classes en sont dérivées (facteur multiplicatif de 10 et 100). La seconde approche sépare les effets cancérogènes des effets non cancérogènes. Un AVAI moyen de 2,7 ans est fixé pour les effets non cancérogènes, à partir de données allant de 0,1 années pour des troubles de panique à 80 ans pour certaines anomalies congénitales (Huijbregts et al. 2005 ; Goedkoop et al., 2009).

En pratique, le facteur de gravité et la partie spécifique à la maladie du facteur d'effet sont combinés. Cela nécessite des informations sur les effets critiques des substances, données généralement disponibles pour les cancers mais pas toujours pour les effets non cancérogènes. Ce travail a notamment été mené par Owens (2002) pour les substances de la base de données toxicologiques IRIS de l'US EPA. Une réflexion a également été menée dans cette étude pour déterminer des AVAI adaptées aux effets des substances toxiques. Elle n'a pas abouti en raison notamment du manque de données sur la diminution de l'espérance de vie des animaux de laboratoire exposés et souligne la grande diversité des protocoles (animaux, durées d'exposition...).

Si l'effet critique est connu, le facteur de gravité correspondant sera appliqué. Quand cette information est inconnue, la moyenne des facteurs est utilisée, d'une part pour les cancers et d'autre part pour les autres effets. Ceci introduit une incertitude très importante (Huijbregts et al., 2005).

Pour l'appliquer aux autres impacts intermédiaires, il faut déterminer les maladies résultant de chacun d'eux, puis les relier. Par exemple, pour le changement climatique, on estime d'abord les AVAI pour une augmentation de la température de 1°C, puis les AVAI par kg de CO₂ émis.

La forme d'AVAI permet de pondérer des effets dont la gravité est très variable, en mettant une valeur quantitative sur la sévérité de la maladie.
#### 4.3.3.4. Autres utilisations

Les AVAI peuvent également être utilisées pour exprimer les résultats des évaluations des impacts sanitaires de la pollution atmosphérique urbaine (EIS).

En outre, elles peuvent constituer une étape dans l'évaluation économique des effets sanitaires de la pollution atmosphérique (internalisation des coûts externes). Dans cette situation, on attribue des valeurs monétaires aux années de vie. Ceci est développé au paragraphe 4.3.4.

**Conclusion intermédiaire :**

- AVAI : unité pratique permettant la prise en compte simultanée de la mortalité et de la morbidité

- Essai pour expliciter les critères de choix habituellement implicites → transparence

- Potentiellement applicable aux méthodes d'évaluation des risques sanitaires (EBD, ACV)

- ACV :

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- Intérêt : pondérations entre maladies, mais difficultés à réaliser en population générale (compréhension)

### 4.3.4. Approche socio-économique

Une méthode d'agrégation couramment utilisée consiste à affecter des valeurs monétaires aux différents éléments à prendre en compte, puis à les additionner et enfin comparer ces sommes. L'application de ces méthodes à la santé repose sur des notions abstraites qui doivent être expliquées. Ce paragraphe définit les principes, les approches, les méthodes et les valeurs utilisées pour « monétariser » la santé.

#### 4.3.4.1. Principes de l'approche socioéconomique

##### 4.3.4.1.1 Différentes valeurs d'un bien

Selon ce que l'on étudie, on affecte différentes valeurs économiques à un bien ou à un service (Waeger et al., 2010). Les principaux types de valeurs sont les suivants : la valeur d'usage (utilisation du bien), la valeur d'option (utilité potentielle), la valeur de legs (transmission indépendante de l'utilité personnelle) et la valeur d'existence (en soi, indépendante de l'utilité). Enfin, la somme de ces valeurs constitue la valeur économique totale.
La valeur prise en compte dépend de l'impact étudié et conditionnera la méthodologie à appliquer. Par ailleurs, la valeur d'un bien varie avec le contexte, par exemple avec la disponibilité de ce bien (plus il est rare, plus sa valeur augmente). Ceci pourra être évalué en utilisant des courbes d'utilité. Une telle courbe permet par exemple de mesurer le coût du préjudice lié à une dégradation de la qualité de l'air, le préjudice pouvant être une baisse de la santé.

### 4.3.4.1.2 Externalité

Les externalités, ou coûts externes, sont définies comme les « effets de l'action d'un agent économique sur un autre agent qui n'est pas directement impliqué dans cette action, sans qu'il y ait nécessairement de compensation (pas de prise en compte par le marché) » (Grangeon et Cousin, 2010).

C'est notamment le cas des biens environnementaux. Aucune valeur n'est en effet attribuée aux services rendus par l'environnement, que ce soit pour rendre compte des effets bénéfiques (externalités positives, telles que la fourniture en eau, en air...) ou des effets négatifs liés à sa dégradation (pollution de l'air et de l'eau, diminution de la biodiversité...). Pour prendre en compte cet aspect dans les études économiques, il est nécessaire d'attribuer des valeurs monétaires à ces services (« internaliser les coûts externes »).

Ce type de travail permettra de prendre en compte la dégradation de l'environnement, mais présuppose cependant une équivalence entre les biens environnementaux et les biens manufacturés, ce qui est discutable. En effet, certains services rendus par l'environnement ne sont pas remplaçables. Cela soulève l'opposition entre la vision faible du développement durable, dans laquelle les problèmes environnementaux sont prix en compte via une telle évaluation, et la vision forte, dans laquelle l'activité humaine s'inscrit dans le contexte d'un environnement limité en terme de capacité de fourniture de services (Joumard et al., 2010).

### 4.3.4.1.3 Démarche coûts - bénéfices et analyse coût - efficacité

Une analyse coûts – bénéfices (ou coûts – avantages) permet de comparer les effets positifs et négatifs d'une action en les exprimant en une unité monétaire commune (Grangeon et Cousin, 2010). Il s'agit d'un outil d'aide à la décision très utilisé, notamment par les pouvoirs publics. Pour les transports, les avantages consistent par exemple en un gain de temps pour les usagers, en une diminution des émissions polluantes ou encore en une variation de la valeur d'un terrain. Elle permet d'évaluer l'acceptabilité économique d'un projet et sa rentabilité.

Les analyses coûts - efficacité permettent d'évaluer l'efficacité d'une action par rapport à un objectif fixé et au coût occasionné. Cette démarche est souvent plus utilisée dans le domaine de la santé que les analyses coûts - bénéfices. En effet, il ne paraît pas toujours pertinent d'exprimer les impacts en unités monétaires. On exprime alors le résultat comme le rapport entre la grandeur sanitaire (par exemple un nombre de morts ou de vies sauvées, un nombre d'années de vie perdues...) et le coût correspondant.
Différentes méthodes sont disponibles pour estimer la valeur de biens environnementaux, suivant une approche directe ou une approche indirecte, développée au paragraphe 4.3.4.2. Parmi les méthodes indirectes, on distingue celles ayant recours aux préférences exprimées de celles basées sur les préférences révélées. Les principales méthodes sont abordées dans les deux paragraphes ci-dessous. Comme leur nom l'indique, elles peuvent être utilisées directement pour évaluer un impact.

### 4.3.4.2. Démarches appliquées à la pollution atmosphérique des transports

Dans le cas des effets de la pollution atmosphérique, les évaluations économiques suivent une démarche indirecte, la valorisation monétaire étant réalisée à la suite d'une évaluation « scientifique » des impacts. Cette méthode utilise une fonction de dommages, qui permet de quantifier les changements physiques dus à une modification de l'environnement (relation dose-réponse) (Khalifa, 2002). La valeur monétaire est ensuite affectée aux impacts, (évalués pour les effets sanitaires par des méthodes détaillées au chapitre 4, dont l'évaluation des impacts sanitaires de la pollution atmosphérique urbaine et l'indice pollution - population...). Ceci correspond à multiplier la fonction de dommage par la valeur unitaire de ce dommage.

La valeur monétaire appliquée est obtenue à partir des préférences individuelles pour ces dommages. Elles sont obtenues à l'aide de méthodes classiquement utilisées en économie et définies au paragraphe 4.3.4.3. Les valeurs estimées sont décrites au paragraphe 4.3.4.4 (coût lié à une pathologie, valeur d'une vie, valeur d'une année de vie et valeur d'un point de l'indice pollution - population).

#### 4.3.4.2.1 Approche descendante (« top-down »)

Cette approche se fonde sur le coût global de la pollution atmosphérique et sur les modèles d'émission. Son objectif consiste à évaluer le coût moyen des dommages par véhicule à partir du coût sur un territoire donné (région, pays...).

La méthode se base sur l'exposition. Celle-ci est estimée à partir du croisement d'une cartographie des concentrations, réalisée à partir des mesures de pollution, et de la répartition spatiale de la population. On ne prend donc pas en compte les durées d'exposition ou l'occupation réelle des bâtiments.

A l'étape de monétarisation, on utilise une fonction dose-réponse issue d'études épidémiologiques, suivant la méthode d'évaluation des risques sanitaires de la pollution atmosphérique urbaine (cf paragraphe 4.2.2). Elle permet de déterminer les impacts attendus pour la population exposée. Enfin, des valeurs monétaires seront appliquées aux impacts, déterminées d'après les méthodes décrites au paragraphe 4.3.4.3 et présentées au paragraphe 4.3.4.4.

Une fois le coût global de la pollution atmosphérique déterminé, on cherche à établir la contribution des transports. Pour cela, on pose l'hypothèse que la part des émissions de polluants lié au secteur des transports correspond à la participation des transports dans la
pollution de l'air. Ceci est discutable comme les effets de la pollution atmosphérique ne sont pas proportionnels aux émissions, puisqu'ils dépendent d'autres facteurs (toxicité des polluants émis, densité de population présente, caractéristiques de dispersion...) (Grangeon et Cousin, 2010).

L'expression d'un coût moyen par véhicule implique une bonne connaissance du parc roulant pour pouvoir répartir le coût entre les différentes catégories de véhicules. Pour cela on utilise les inventaires d'émission, qui ne sont pas reliés directement aux concentrations mesurées dans l'atmosphère.

Cette approche correspond notamment aux évaluations socio-économiques ayant pour objectif d'estimer les bénéfices attendus pour une réduction de la pollution de l'air. Or, les impacts sanitaires représentent la majeure partie du montant estimé (évaluée jusqu'à 90 % du coût) (Bickel et Friedrich, 2005 ; Desaigues et al., 2007b ; Grangeon et Cousin, 2010). Il est donc très important pour ces études de pouvoir les quantifier, même si d'un point de vue strictement évaluatif l'impact exprimé en nombre de cas ou en années de vie serait suffisant. Ce type d'approche peut notamment être appliqué à la suite d'une évaluation des risques sanitaires de la pollution atmosphérique urbaine ou du calcul de l'indice pollution - population. C'est également l'approche préconisée dans le rapport de la commission Boiteux (2001) qui pose les bases des évaluations socio-économiques en France (Grangeon et Cousin, 2010). Dans ce travail, les émissions ont été réparties selon le type de véhicule (léger ou poids lourd) et la densité de population du milieu traversé.

#### 4.3.4.2.2 Approche ascendante (« bottom up »)

Cette fois-ci, les émissions sont les données d'entrée de la méthode et leur dispersion est modélisée pour estimer l'exposition. Cette approche suit une démarche opposée à la précédente : on part des émissions pour estimer les impacts et les coûts propres au secteur des transports (pour un véhicule défini ou pour le trafic général). Elle s'apparente aux pratiques des ACV, abordées au paragraphe 4.2.3, et à celles des évaluations des impacts sanitaires de la pollution atmosphérique (paragraphe 4.2.2). Elle repose sur la dispersion.

La méthodologie la plus utilisée à l'heure actuelle a été développée dans le projet européen ExternE, étudiant la prise en compte des externalités pour le secteur de l'énergie et applicable aux transports. Ils ont défini le concept d'analyse des voies d'impact (ou « cheminement des incidences », de l'anglais « impact pathway analysis »), proche du concept de chaîne de causalité décrit au paragraphe 3.2. 4 étapes sont identifiées (Bickel P. et Friedrich R., 2005 ; Grangeon et Cousin, 2010) :

- Emissions, calculées pour les technologies et les polluants pertinents, par exemple en kg de NOₓ émis par km parcouru par un véhicule défini (carburant, motorisation...);

- Dispersion, conduisant au calcul de l'augmentation des concentrations sur la zone ;
- Impact, calculé pour une exposition cumulée à la concentration accrue, exprimé en unités de dommages physiques (par exemple en années de vie perdues). L'exposition est ici aussi estimée en croisant les populations et les concentrations puis en utilisant des relations dose-réponse ;

- Coût, permettant l'expression des impacts en unités monétaires. Il est calculé par impact, par exemple pour une crise d'asthme (Rabl, 2005).

La méthodologie ExternE permet de prendre en compte des polluants primaires (particules, CO, SO₂, NOₓ, benzène, métaux toxiques, dioxines...) et mais aussi un polluant secondaire, l'ozone. Leur prise en compte dépend de la disponibilité de relations dose-réponse. Les valeurs toxicologiques de référence sont utilisées pour les substances ne disposant pas de telles fonctions obtenues grâce à des études épidémiologiques. Ceci n'est cependant possible que pour les substances sans seuil, pour lesquelles la VTR correspond bien à un risque par unité d'exposition.

Les limites des modèles de dispersion utilisés (approximations, formation de polluants secondaires...) ont une influence majeure sur les résultats de cette méthode. De plus, la relation entre le trafic, les émissions et les impacts n'est pas linéaire : le coût global de la pollution atmosphérique ne correspond pas forcément à la somme des coûts marginaux. Ainsi, la spécificité du résultat pour les transports, représentant par ailleurs un atout, constitue un inconvénient pour le calcul d'un coût global de la pollution atmosphérique (Grangeon et Cousin, 2010). Les deux approches, descendante et ascendante, sont donc complémentaires.

Le résultat peut être exprimé par kilomètre parcouru ou par kg de polluant émis (Grangeon et Cousin, 2010). La valorisation des impacts est réalisée de la même manière que précédemment, à l'aide des méthodes présentées aux paragraphes suivants. Il est cependant préconisé d'exprimer les résultats par catégories d'impact (coûts intermédiaires), voire par polluant, ainsi que d'également les exprimer avec leur unité physique (par exemple en années de vie perdues) (Bickel P. et Friedrich R., 2005).

### 4.3.4.3. Méthodes de monétarisation

#### 4.3.4.3.1 Préférences exprimées : méthode d'évaluation contingente

Cette approche s'applique quand il n'existe pas de marché pour les biens étudiés. Elle se base sur des enquêtes par questionnaire servant à étudier les choix des individus entre diverses options, pour en déduire le coût qu'ils accordent à des externalités (Grangeon et Cousin, 2010).

On crée ainsi le marché fictif d'une dégradation ou d'une amélioration de la qualité environnementale sur lequel les gens doivent se positionner. Ce marché comprend à la fois le bien environnemental (par exemple la qualité de l'air) et le contexte dans lequel il s'inscrit, notamment le financement (Khalifa, 2002).
L'enquête menée en population sert à déterminer le consentement à payer (CAP) pour recevoir un avantage (ou éviter un évènement désagréable) ou le consentement à accepter (CAA) pour subir un coût environnemental. La souffrance entraînée par une maladie peut par exemple être estimée de cette manière. Cette méthode est également utilisable pour déterminer la valeur d'une vie perdue ou d'une année de vie perdue (§ 4.3.4.4). On peut cependant douter de la pertinence de la méthode qui considère un marché fictif et qui peut se traduire par un résultat tout aussi fictif.

### 4.3.4.3.2 Préférences révélées

Cette approche se base sur l'observation du comportement des individus, qui révèle leurs préférences. La valeur de ces dernières est ensuite déterminée en regardant, directement ou non, leur prix sur des marchés (Grangeon et Cousin, 2010). Pour les services environnementaux, on utilise des marchés existants liés à l'environnement.

La méthode des prix hédonistes est la plus reconnue parmi les approches de préférences révélées. Elle est principalement appliquée dans le secteur immobilier et sur le marché du travail. Dans le premier cas, elle est utilisée pour déterminer l'influence d'un facteur sur le prix d'un bien immobilier et pour déterminer le CAP pour améliorer la qualité de leur environnement. Cette méthode n'est cependant pas utilisée pour la pollution atmosphérique, notamment en raison du risque de sous-évaluation des coûts lié à une mauvaise connaissance des risques pour la santé de certains polluants (Khalifa, 2002).

### 4.3.4.3.3 Evaluation des dommages

La méthode du coût marchand (MCM) associe des valeurs économiques à des épisodes morbides ou à des pertes de production liées à un décès (Chanel et al., 2004). Cette approche est appelée méthode des pertes de production ou technique du « capital humain » pour la mortalité. Le coût d'un décès anticipé est mesuré par la perte de production due à ce qu'il aurait réalisé dans le futur (Nicolas et al., 2005). La valeur de la vie d'un individu, considéré comme facteur de production, est basée sur sa productivité. Celle-ci peut être évaluée sur la base de ses revenus futurs pour chaque âge, du PIB par habitant ou encore de la perte de consommation entraînée par ce décès. La mesure de la valeur d'une vie par sa productivité paraît critiquable. Cette méthode est de moins en moins utilisée.

D'autres méthodes existent également, comme la mesure des dépenses de protection ou les coûts d'évitement, mais ne correspondent pas à une logique d'évaluer les impacts de la pollution atmosphérique.
#### 4.3.4.4. Valeurs disponibles

##### 4.3.4.4.1 Coût d'une pathologie

On appelle méthode des coûts de réparation des dommages la détermination du coût occasionné par une maladie. Celui-ci correspond au montant qui n'aurait pas été dépensé si on avait pu éviter le développement de cette maladie.

Le coût de la maladie correspond au cumul moyen des dépenses de santé pour cette maladie (consultations, hospitalisations, médicaments...).

##### 4.3.4.4.2 Valeur d'une vie

En économie, on parle généralement de « valeur de la vie statistique » (VVS) pour désigner le consentement à payer pour éviter le risque de mourir prématurément (Rabl, 2005). Cette valeur ne traduit pas la valeur intrinsèque de la vie, comme le consentement à payer est limité. La VVS est généralement comprise entre 1 et 5 millions d'euros, valeurs obtenues grâce à des évaluations contingentes.

Dans le cas de la pollution atmosphérique, les personnes touchées ont des espérances de vie très variables et cette mesure ne prend pas en compte la morbidité associée. De plus, la pollution atmosphérique touche tout le monde et n'est pas la cause primaire de décès : il s'agit d'un facteur de risque. Le nombre de morts ne paraît donc pas être un indicateur suffisamment pertinent pour servir de base aux évaluations économiques, contrairement aux pertes d'espérance de vie exprimées en années (Rabl, 2005).

##### 4.3.4.4.3 Valeur d'une année de vie

La valeur d'une année de vie peut être obtenue de différentes manières. La première option, la plus simple, a consisté à diviser la VVS par le nombre d'années avec un taux d'actualisation. Elle n'est plus utilisée.

Une seconde approche correspond à l'utilisation d'études contingentes. Dans le cadre du projet ExternE, une telle étude a été menée dans 9 pays européens (Desaigues et al., 2007a), dont la France (Desaigues et al., 2007b). Le questionnaire utilisé est spécifique à la mortalité liée à la pollution atmosphérique. Par exemple, on demande aux personnes leur consentement à payer annuel pendant 10 ans pour la mise en place d'un « traitement » permettant de diminuer les risques de 1 pour 1000 ou de 5 pour 1000 (des réponses sont proposées). Les résultats les plus récents préconisent de prendre des valeurs de VAV de 50 000 € pour les effets chroniques (Rabl, 2005, Maibach et al., 2008) à 75 000 € pour les effets aigus (Maibach et al., 2008). Cependant, les incertitudes sont très importantes (facteur 2 dans les deux sens) et ces informations ne sont pas forcément disponibles pour les pays en voie de développement (Rabl, 2005).

Il est également possible d'estimer la valeur d'une année de vie perdue par rapport aux dépenses à effectuer pour diminuer les risques dans différents secteurs.
Enfin, le consentement à payer d'une personne « rationnelle » peut être demandé pour avoir une année de vie supplémentaire. Le terme de rationalité désigne ici le maximum d'utilité. Rabl *et al.* (2005) a déterminé que ceci correspondrait au rapport des pertes en consommation sur le gain optimal d'espérance de vie, soit le PIB annuel par personne multiplié par un facteur compris entre 0,5 et 2 (selon l'âge et le taux d'actualisation).

L'article de Maibach *et al.* (2008) présente les résultats calculés dans des études européennes (HEATCO pour « Harmonised European Approaches for Transport Costing and Project Assessment » entre 2004 et 2006, et CAFE CBA pour « Clean Air For Europe, Cost Benefit Analysis » en 2005). Les valeurs proposées concernent à la fois la mortalité (VAV) et la morbidité (valeur d'une bronchite chronique, d'un jour d'activité réduite...) et peuvent être utilisées.

#### 4.3.4.4.4 Valorisation monétaire de l'indice pollution - population (IPP)

Bien que son utilisation dans des évaluations économiques ne soit pas un de ses objectifs, l'IPP a fait l'objet d'une étude de la Direction des Etudes Economiques et de l'Evaluation Environnementale (D4E) en 2005 pour lui affecter une valeur monétaire (Barbera, 2005 ; Grangeon et Cousin, 2010).

La méthode proposée se base sur la valorisation de la perte d'espérance de vie (utilisation de la valeur d'une année de vie). Ceci est rendu possible par le calcul par Rabl (2003) d'un nombre moyen d'années d'espérance de vie perdues pour l'exposition à une concentration donnée en PM10 par million de personnes ayant une espérance de vie donnée à la naissance. Cette perte d'espérance de vie (PEV) est estimée à 330 [110 ; 590] années de vie / (espérance de vie * mgPM10/m3) par million de personnes exposées. Barbera (2005) utilise la valeur de 351 années d'espérance de vie perdues / (espérance de vie à la naissance * µg de PM10/m3) / million de personnes exposées

La valeur d'un point de l'IPP est calculé de la manière suivante (Barbera, 2005) :

$$Valeur \ d'un \ point \ IPP = VAV \times PEV \times EV \times Fm \times Ppr$$

avec VAV : la valeur d'une année de vie (posée à 50 000 €)

PEV la perte d'espérance de vie calculée

Ev l'espérance de vie à la naissance estimée à 80,2 ans (INSEE)

Fm le facteur de morbidité fixé à 1,3

Ppr la part de la pollution routière par rapport à la pollution totale prise à 0,55.

Les résultats proposés sont alors de 26,2 €$_{2004}$ / personne.µg de NO$_2$ / m$^3$ (intervalle de confiance à 95% : [12 ; 46]) et de 40,3 €$_{2004}$ / personne.µg de PM10 / m$^3$ (intervalle de confiance à 95% : [19 ; 70]). Cette méthode n'a cependant pas encore été utilisée pour évaluer le coût de la pollution de l'air (Grangeon et Cousin, 2010).
### 4.3.5. Bilan

Les formes d'agrégation disponibles dans la littérature pour les effets sur la santé sont linéaires et correspondent ainsi à des pondérations.

Certaines d'entre elles correspondent à une modification de l'unité dans laquelle les résultats sont exprimés. En effet, on considère souvent que l'addition est une opération pertinente quand les éléments ont une unité commune. Or nous avons pu voir que cette condition n'est pas suffisante pour que le résultat ait un sens. C'est notamment le cas dans certaines évaluations économiques ou en exprimant le résultat sous forme de quantité équivalent d'une substance toxique. Disposer d'une unité commune permet cependant de rendre le résultat compréhensible par lui-même (valeur absolue par opposition à une valeur relative). C'est par exemple le cas des années de vie ajustées sur les incapacités (AVAI) qui permettent des comparaisons.

L'agrégation d'effets sanitaires différents est une étape difficile à réaliser. Il faut tenir compte des mécanismes et de la pertinence biologique de ce que l'on fait, ainsi que de l'interprétation possible du résultat. Cette étape est néanmoins essentielle pour limiter le nombre d'indicateurs et participer à l'aide à la décision.

## 4.4. Application à la pollution atmosphérique routière

Ce paragraphe tâchera d'illustrer les éventuelles applications des méthodes étudiées dans les chapitres précédents à l'étude de la pollution atmosphérique routière. Pour cela, deux exemples de méthodes adaptées à ce sujet seront développés :

* la démarche des études d'impact des infrastructures routières, avec l'indice pollution – population (IPP) et l'évaluation des risques sanitaires (ERS) ;

* l'« évaluation des impacts sanitaires » (EIS) d'un plan de déplacement urbain.

Nous conclurons ensuite sur l'applicabilité de l'ensemble des méthodes.

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

L'élaboration d'une infrastructure routière requiert la réalisation d'une étude d'impact à l'étape d'avant projet sommaire (APS). Ce document est essentiel pour préparer l'enquête publique préalable à la déclaration d'utilité publique. L'étude d'impact, basée sur l'étude préliminaire, comporte un volet sanitaire (étude « air et santé ») par obligation règlementaire. Cet aspect a déjà été abordé au paragraphe 4.1.2, sur l'indice pollution – population. Ce chapitre présente les étapes de travail à effectuer pour les études d'impact, à adapter selon le niveau d'étude, puis les critères de définition des niveaux d'étude, dépendant du contexte.
### 4.4.1.1. Contenu de l'étude selon le niveau défini

L'étude « air et santé » entourant un projet d'infrastructure routière peut être divisée en 5 étapes, réalisées ou non, selon le niveau d'étude. Le Tableau 20 présente les étapes qui doivent être réalisées pour chaque niveau d'étude.

Pour rappel, le domaine d'étude correspond au périmètre du projet, c'est-à-dire à 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 est quant à elle définie comme une zone autour des axes routiers étudiés de 100 m de largeur pour les particules (métaux lourds) et de 100 à 300 m pour les gaz (largeur variable avec le trafic – voir la circulaire interministérielle du 25 février 2005).

<table><caption>Tableau 20 : Etapes de travail des volets "air et santé" des études d'impacts selon le niveau d'étude de l'infrastructure routière (d'après CETE, 2007)</caption><thead><tr><th></th><th>Niveau d'étude</th><th>I</th><th>II</th><th>III</th><th>IV</th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td>Etape 1 : Etat initial dans le domaine d'étude (sources d'émissions, description de la population et des établissements « sensibles »)</td><td>x</td><td>x</td><td>x</td><td>x</td></tr><tr><td></td><td>Etape 2 : Estimation des émissions de polluants dans le domaine d'étude</td><td>x</td><td>x</td><td>x</td><td>x</td></tr><tr><td></td><td>Etat initial par campagnes de mesure</td><td>x</td><td>x</td><td>(x)</td><td></td></tr><tr><td></td><td>Etape 3 : Estimation des concentrations dans la bande d'étude (domaine d'étude si zone urbanisées)</td><td>x</td><td>x</td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="4">Volet sanitaire de l'étude d'impact</td><td>Etape 4 : Analyse des coûts collectifs des pollutions et nuisances induits pour la collectivité (dont impact sanitaire)</td><td>x</td><td>x</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Calcul d'un indicateur simplifié et comparaison des variantes (IPP)</td><td>x</td><td>x</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Etape 5 : Evaluation quantitative des risques sanitaires (EQRS)</td><td>x</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rappel sommaire des effets de la pollution de l'air sur la santé</td><td></td><td></td><td>x</td><td>x</td></tr></tbody></table>

Les éléments en bleu composent le volet sanitaire de l'étude d'impact. (x) signifie que cette étape est seulement conseillée.

La dimension « air » du volet sanitaire de l'étude d'impact est traitée de manière très différente selon le niveau d'étude, depuis une simple information sur les effets de la pollution atmosphérique sur la santé (niveaux III et IV), jusqu'à une évaluation des risques sanitaires (ERS – chapitre 4.2.1).

Or, l'ERS est réalisée polluant par polluant. Vu le nombre très important de substances émises par les véhicules, la grande variabilité de leur toxicité potentielle et les connaissances disponibles sur le sujet, il n'est pas pertinent de prendre en compte tous les polluants dans une étude d'impact. De plus, pour des raisons pratiques, il paraît intéressant de limiter le nombre de substances à considérer, en sélectionnant celles susceptibles d'occasionner les plus grands risques pour la santé. Le paragraphe suivant présente le résultat d'une étude menée sous l'égide des différents ministères concernés (Santé, Environnement et Equipement) pour établir une liste des polluants devant faire l'objet d'une EQRS.
4.4.1.2. Polluants sélectionnés pour l'évaluation des risques sanitaires

L'objectif de Cassadou et al. (2004) était de proposer une sélection minimale de substances pouvant servir de traceurs du risque sanitaire des infrastructures routières. Il s'agit d'une sélection réalisée sur la dangerosité a priori des substances.

La démarche suivie peut être décomposée en plusieurs étapes : la constitution d'une liste des polluants émis par les transports routiers, le recensement des facteurs d'émission et des valeurs toxicologiques de référence (VTR), la sélection de ces valeurs et enfin le classement des polluants qui permet de les sélectionner.

Lors de la première étape, une revue de la littérature a identifié plus de 290 substances émises par échappement (avec généralement une information sur l'existence de facteurs d'émission), une trentaine de substances émises par les différents équipements (freins, pneumatiques, lubrifiant, pot catalytique, embrayage, corrosion et antigel), une trentaine de polluants émis à l'occasion de l'entretien et de l'usure des voies (herbicides, fondants routiers et glissières de sécurité), et enfin une soixantaine par évaporation (COV). Il faut noter que certaines substances sont émises par différentes voies, comme les métaux pouvant être émis à la fois par échappement, par les équipements et l'usure des infrastructures.

Une émission unitaire (ou facteur d'émission) correspond à la quantité émise d'une substance par unité de distance ou de temps. Pour les véhicules, il s'agit de la moyenne des facteurs d'émissions de chaque catégorie avec leur taux de présence dans le parc routier. La plupart des polluants considérés en disposent, à l'exception d'un peu moins de 50 substances émises par échappement. La méthodologie utilisée par défaut était COPERT III (version IV désormais utilisée). Quand le moteur est froid, certains polluants sont émis en plus grande quantité. On parle de surémissions à froid, qui sont prises en compte séparément des émissions « à chaud ».

Une fois cette liste élaborée, la seconde étape a consisté à rechercher les valeurs toxicologiques de référence (VTR) disponibles pour ces substances dans les bases de données des différents organismes (base IRIS de l'US EPA*, base de l'OMS, du CIRC*, de l'ATSDR*, du ministère de la Santé canadien Health Canada et du RIVM*). La recherche a été réalisée à la fois pour les VTR par ingestion et par inhalation (35 substances avec VTR, dont seulement 24 avec des VTR respiratoires). Par recoupement avec les facteurs d'émission disponibles, seuls 30 polluants de l'échappement sont « complets », c'est-à-dire disposent de ces deux informations, ces substances étant presque toutes émises lors de l'échappement (29), 6 pour les équipements, 6 pour l'entretien des voies et 9 pour l'évaporation. Ce faible nombre est lié à un manque de connaissances sur certaines substances, mais aussi au fait que certains polluants des transports, à l'instar du CO2, n'ont pas d'effet néfaste sur la santé aux concentrations rencontrées.
Le groupe de travail a alors sélectionné les valeurs à utiliser. Des facteurs d'émission sont calculés à l'horizon 2010 selon deux scénarii pénalisants : trafic urbain très congestionné (vitesse moyenne de 10 km/h), avec une part élevée de véhicules circulant à froid (50 %), et trafic autoroutier fluide à vitesse élevée (130 km/h pour les voitures légères ; 100 km/h pour les poids lourds). Ces deux scénarii conduisent à des émissions à l'échappement supérieures à celles des conditions de circulation classiques à des vitesses de 60 ou 90 km/h, qui tendent à minimiser les émissions. Ces deux scénarios permettent de prendre en compte les différences de comportement entre les émissions de différents polluants, dont la plus forte émission de CO et COV en urbain et la plus forte émission de NOx et PM sur autoroute.

Dans le cas où plusieurs VTR sont disponibles pour une même substance, il faut sélectionner quelle valeur conserver. Cette étape permet aussi de vérifier la validité des valeurs proposées (incertitudes et erreurs sur les valeurs expérimentales, facteurs d'incertitude appliqués...). Les critères de sélection des VTR pour chaque substance sont détaillés dans le rapport (Cassadou et al., 2004 – p 40-61).

Enfin, la dernière étape menée a consisté à sélectionner les substances. Pour chaque polluant, un score a été calculé en rapprochant l'émission unitaire et la valeur toxicologique de référence, afin d'évaluer leurs dangers potentiels relatifs. Un tel score a été calculé par type d'exposition (aiguë ou chronique), nature du danger potentiel (cancérogène, non cancérogène) et voie d'exposition (inhalation, ingestion) pour deux situations : urbain ou autoroutier.

Pour les substances non cancérogènes, c'est-à-dire avec une VTR à seuil, le score est calculé de la manière suivante : $Score = \frac{Facteur d'émission}{VTR}$. Les scores les plus élevés sont obtenus pour les substances agissant aux plus faibles expositions (VTR les plus faibles) et/ou les plus émises (facteurs d'émission unitaire les plus élevés). La substance disposant de la note la plus élevée est classée 1.

Pour les substances cancérogènes, sans seuil, le score est calculé de la manière suivante : $Score = Facteur d'émissions \times VTR$. Pour rappel, la VTR correspond alors à un excès de risque par unité de dose d'exposition. L'interprétation est identique pour les émissions, mais les scores les plus élevés correspondent aux VTR les plus grandes (risques les plus importants).

Ces scores sont calculés à partir des facteurs d'émission et non des expositions. Leur utilisation est donc restreinte au classement des substances et n'indique en aucun cas le risque réel lié à chaque substance. L'exposition provenant des émissions, le rapprochement des facteurs d'émission et des VTR à seuil permet de faire ressortir les substances pour lesquelles les niveaux d'exposition pourraient le plus se rapprocher des seuils de toxicité.

La sélection finale s'est effectuée sur la base des scores les plus élevés (rang 1), dont les substances correspondantes sont automatiquement conservées, qu'elles le soient pour un seul ou pour les deux scénarii de circulation. En effet, les conditions réelles de trafic sont intermédiaires. Ensuite, sont conservées toutes les substances dont le score est
supérieur au score maximal divisé par 100, ainsi que les substances rémanentes dans l'environnement (métaux) dont le score est supérieur au score maximal cette fois divisé par 1000. Les polluants cancérogènes à la fois par ingestion et par inhalation sont sélectionnés pour les deux voies, même s'ils ne ressortent du classement que pour une des voies d'exposition. Pour les polluants non cancérogènes, c'est la même chose si les effets par ingestion et par inhalation ont le même organe cible. Le Tableau 21 présente le résultat de cette sélection.

<table><caption>Tableau 21 : Substances proposées pour leur prise en compte dans les évaluations des risques sanitaires dans le cadre des études d'impact d'infrastructures routières (Cassadou et al., 2004)</caption><thead><tr><th rowspan="3">Substance</th><th rowspan="3">Exposition aiguë</th><th colspan="4">Exposition chronique</th></tr><tr><th colspan="2">Effets cancérogènes</th><th colspan="2">Effets non cancérogènes</th></tr><tr><th>Inhalation</th><th>Ingestion</th><th>Inhalation</th><th>Ingestion</th></tr></thead><tbody><tr><td>1,3-butadiène</td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>acétaldéhyde</td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Acroléine</td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Arsenic</td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td>X</td></tr><tr><td>Baryum</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td></tr><tr><td>Benzène</td><td>X</td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Benzo[a]pyrène</td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Cadmium</td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td>Chrome</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td></tr><tr><td>Dioxyde d'azote</td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Dioxyde de soufre</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>formaldéhyde</td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Mercure</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td></tr><tr><td>Nickel</td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td>X</td></tr><tr><td>Particules diesel (PTS, PM10, PM2.5, PM1)</td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Plomb</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td></tr></tbody></table>

Le benzène a une place prioritaire dans le Plan National Santé Environnement et sa prise en compte est d'autant plus encouragée. Avec l'étude des VTR et des niveaux ambiants, le groupe de travail a remarqué trois substances pour lesquelles les niveaux ambiants sont proches des VTR ou qui ont des effets sanitaires graves et qui ne disposent pas d'émission unitaire : Bromométhane, 1,2-dibromoéthane et le manganèse.

Il ne s'agit que d'une liste a priori, d'après les données générales disponibles en 2004. Les émissions doivent être étudiées dans le cadre de chaque projet et d'autres substances peuvent faire l'objet d'une évaluation des risques sanitaires.

Il paraît intéressant d'actualiser régulièrement ce travail réalisé en 2004. En effet, la méthodologie COPERT IV a remplacé la version utilisée pour l'étude. Elle a été complétée par de nouvelles données (véhicules, types de carburants, substances incluses...) ou des données actualisées (modification de facteurs d'émission de polluants...). Ainsi, refaire ce travail permettrait de prendre en compte la modification du parc (norme Euro d'émission,
motorisation, carburants...) qui ne conduit pas forcément à des émissions similaires en quantité ou en composition. Par ailleurs, de nouvelles données toxicologiques sont régulièrement proposées et d'autres sont modifiées. Ainsi, il est possible que les résultats d'une telle étude à différents moments conduisent à d'autres scores, donc à un autre classement et une autre sélection de substances.

### 4.4.1.3. Définition des niveaux d'étude des projets routiers

Quatre niveaux d'études « air et santé » ont été définis en fonction de l'exposition des populations (densité et type de bâti) et du trafic projeté à l'horizon d'étude. Chacun de ces niveaux correspond à un différent degré d'approfondissement des études. Les études de niveau I correspondent concrètement aux projets pouvant occasionner les plus grands risques potentiels pour la population (beaucoup de personnes exposées, conditions de dispersion moins favorables, trafic important, proximité d'établissement sensible...). Ainsi, comme nous avons pu le voir, les études d'impacts de ce niveau doivent inclure une évaluation des risques sanitaires complète.

En ce qui concerne la densité de population et le type de bâti, la note méthodologique du CERTU (2005) donne, à titre indicatif, des relations entre eux (Tableau 22). Cette information peut être intéressante dans un premier temps, mais toute application nécessitera la vérification du bâti existant et/ou de la densité de population réelle, avec notamment les données de l'INSEE ou les sources de données sur l'occupation des sols.

<table><caption>Tableau 22 : Lien entre le type de bâti et la densité de population (CERTU, 2005)</caption><thead><tr><th></th><th>Type de bâti</th><th>Densité de population</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="4">G I</td><td>Centre-ville classique</td><td>30 à 40 000 hab/km²</td></tr><tr><td>Grand collectif</td><td>26 000 hab/km²</td></tr><tr><td>Petit collectif</td><td>14 000 hab/km²</td></tr><tr><td>Centre ancien des petites villes</td><td>10 000 hab/km²</td></tr><tr><td rowspan="5">G II</td><td>Centre ancien hétéroclite</td><td>8 000 hab/km²</td></tr><tr><td>Semi-collectif</td><td>7 000 hab/km²</td></tr><tr><td>Centre récent des petites villes</td><td>5 000 hab/km²</td></tr><tr><td>Pavillonnaire dense</td><td>4 000 hab/km²</td></tr><tr><td>Pavillonnaire</td><td>2 500 hab/km²</td></tr><tr><td rowspan="3">G III</td><td>Hameau lâche</td><td>1 000 hab/km²</td></tr><tr><td>Maisons groupées</td><td>100 hab/km²</td></tr><tr><td>Maisons isolées</td><td>20 hab/km²</td></tr></tbody></table>

Le trafic à l'horizon d'étude est estimé sur des tronçons homogènes des voies. Chacun d'eux doit faire plus de 1 km. Le Tableau 23 présente la répartition des niveaux d'étude selon ces deux types de critère.
<table><caption>Tableau 23 : Niveau d'étude en fonction du trafic, de la densité de population et de la longueur du projet (CETE, 2007)</caption><thead><tr><th>Trafic à l'horizon d'étude<br>(par tronçon)<br>Densité dans la bande<br>d'étude</th><th>&gt; 50 000 véh/j<br>ou 5 000 uvp/h</th><th>25 000 véh/j à<br>50 000 véh/j<br>ou 2 500 uvp/h<br>à 5 000 uvp/h</th><th>≤ 25 000 véh/j<br>ou 2 500 uvp/h</th><th>≤ 10 000 véh/j<br>ou 1 000 uvp/h</th></tr></thead><tbody><tr><th scope="row">G I Bâti avec densité<br>≥ 10 000 hab/km²</th><td>I</td><td>I</td><td>II</td><td>II (L &gt; 5 km)<br>ou III (L ≤ 5 km)</td></tr><tr><th scope="row">G II Bâti avec densité<br>&gt; 2 000 et &lt; 10 000 hab/km²</th><td>I</td><td>II</td><td>II</td><td>II (L &gt; 25 km)<br>ou III (L ≤ 25 km)</td></tr><tr><th scope="row">G III Bâti avec densité<br>≤ 2 000 hab/km²</th><td>I</td><td>II</td><td>II</td><td>II (L &gt; 50 km)<br>ou III (L &lt; 50km)</td></tr><tr><th scope="row">G IV Pas de bâti</th><td>III</td><td>III</td><td>IV</td><td>IV</td></tr></tbody></table>

Avec L désignant la longueur du projet et uvp l'unité véhicule particulier.

Ces niveaux peuvent être revus dans des cas particuliers, par exemple la présence d'un établissement sensible (hôpital, crèche écoles, stades, centres sportifs, résidences de personnes âgées) dans la bande d'étude. Dans ce cas, si l'étude est normalement du niveau II, elle sera remontée au niveau I à proximité de ce site. Le niveau d'étude peut aussi être abaissé sur certains tronçons du projet, dans le cas où aucune population n'y serait présente sur plus d'1 km. La dernière situation correspond à une population exposée totale supérieure à 100 000 personnes (excès de risque collectif potentiellement non acceptable), dans laquelle les niveaux d'études II et III sont remontés d'un cran (de II à I et de III à II).

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

Les EIS ont été développées pour évaluer les impacts des plans régionaux de la qualité de l'air (PRQA). Cet outil a été utilisé sur la métropole de Lille pour évaluer un autre type de plan, le plan de déplacement urbain (PDU) (Declercq et Prouvost, 2005 ; Lagache et al., 2006). En effet, en plus d'organiser les transports et le stationnement dans les agglomérations de plus de 100 000 habitants, un des objectifs des PDU concerne l'amélioration de la qualité de l'air et, par conséquent, une diminution des impacts sanitaires de la pollution liée aux transports. L'objectif du travail mené à Lille était d'estimer l'impact d'un PDU sur la qualité de l'air et sur la santé de la population exposée aux émissions polluantes.

Les émissions et les concentrations ont été modélisées dans 3 scénarii, en amont de l'étude qui nous intéresse. Le premier scénario correspond à la situation de référence, posée en 1998. Les deux autres correspondent à la situation en 2015, en présence ou non d'un PDU. En absence de PDU, les évolutions tendancielles et règlementaires sur les véhicules, ainsi que les aménagements d'infrastructures de transport prévus en dehors du PDU sont pris en compte. Le dernier scénario ajoute au précédent les actions prévues dans le cadre du PDU (transport en commun et vélo, diminution du trafic automobile). Ce calcul fait appel à une chaîne de modélisation complexe : modélisation du trafic, puis des émissions, avec un modèle basé sur la méthodologie COPERT III, et enfin l'obtention des concentrations avec un modèle de
dispersion (données météo et de type de sol, modèle de chimie – transport).

En 2015, par rapport à 1998, une diminution des émissions de 63 % pour les NOx et de
76 % pour les particules en suspension a été obtenue pour le scénario sans PDU, du fait des
obligations règlementaires sur les véhicules qui contrebalancent une augmentation du trafic
automobile. L'impact spécifique du PDU est quant à lui faible (mais significatif) : d'une
diminution de 5 % des émissions de NOx à 13 % pour le benzène, avec 10 % pour les
particules.

Les modélisations des concentrations sont considérées comme assez fiables après
comparaison avec les données mesurées en 1998. En moyenne, les concentrations en NO2
estimées sont réduites de 50 % par rapport à 1998 et celles d'O3 augmentées de 16 %.
L'impact estimé du PDU est une fois de plus très faible (différence au maximum de 5% sur
les moyennes annuelles par maille par rapport au scénario sans PDU – Lagache et al., 2006).

L'évaluation des impacts sanitaires de la pollution atmosphérique urbaine (EIS) est menée à partir des relations exposition – risque identifiées par le programme PSAS 9 de l'InVS (Declercq et Prouvost, 2005). Les indicateurs sanitaires utilisés sont la mortalité à court terme pour les trois indicateurs d'exposition et la mortalité à long terme pour les PM10. Pour les impacts à court terme, l'étude conclut que l'impact sanitaire du PDU est presque nul pour les trois indicateurs d'exposition (différence du nombre de cas attribuables non significative avec ou sans le PDU). Pour la mortalité à long terme (différence 1998 – 2015), l'impact du PDU est également négligeable (impact à peu près identique à celui du scénario sans PDU).

L'interprétation de cette étude est relativement délicate. L'application d'une EIS, outil
spécialement développé pour les impacts sanitaires de la pollution de l'air, ne permet pas de
mettre en évidence un impact sur la santé d'un plan de déplacement urbain. Les objectifs de
celui-ci paraissent pourtant importants : doublement de l'utilisation des transports en commun
et de celle des vélos et stabilisation du trafic routier (diminution du nombre de déplacement
en voiture par habitant par jour, encouragement du covoiturage...). Il apparaît que l'impact
d'un PDU est caché par les évolutions « au fil de l'eau », notamment liées à la réglementation
sur les moteurs et les carburants avec le renouvellement du parc automobile. Son impact
spécifique est peut-être négligeable ou l'indicateur utilisé ne permet pas de le mettre en
évidence. Ce dernier point peut être lié à la sensibilité de la méthode ou à l'existence d'autres
facteurs non mesurés par l'indicateur (action plus importante sur les émissions de substances
toxiques non traceurs...). De plus, l'évolution de la population (effectif et taux de mortalité)
n'a pas été prise en compte. Un PDU peut cependant agir sur le développement de
l'agglomération en attirant des personnes dans des zones mieux desservies par les transports.

Par ailleurs, il ne faut pas oublier que les PDU visent de nombreux autres objectifs, dont
certains concernent également la santé (bruit, circulation routière et accidents...).
### 4.4.3. Synthèse de l'applicabilité des méthodes étudiées

Le Tableau 24 présente la synthèse des informations sur les évaluations des impacts sanitaires et envisage leur applicabilité au cas de la pollution atmosphérique. L'applicabilité peut représenter d'une part la possibilité technique et d'autre part la pertinence d'une telle utilisation de la méthode.

<table><caption>Tableau 24: Synthèse des données de sortie des différentes méthodes et applicabilité à la pollution atmosphérique</caption><thead><tr><td>Indicateur</td><td>Type</td><td>Méthodes</td><td>Application et pertinence</td></tr></thead><tbody><tr><td>Nombre d'évènements sanitaires</td><td>Sanitaire simple</td><td></td><td>-</td></tr><tr><td>Concentration dans l'air ambiant (mg (ou µg)/m³)</td><td>Environnemental (exposition)</td><td>ATMO</td><td>++</td></tr><tr><td>Probabilité de cancer</td><td>Risque</td><td>EQRS</td><td>+</td></tr><tr><td>Ratio de danger</td><td>Risque</td><td>EQRS</td><td>+</td></tr><tr><td>Part de la population exposée (au dessus d'une dose...) (%)</td><td>Exposition</td><td>EQRS</td><td>++</td></tr><tr><td>Nombre d'évènements de santé attribuables</td><td>Impact sanitaire</td><td>EQRS, EIS</td><td>++</td></tr><tr><td>Masse équivalente d'une substance (kg)</td><td></td><td>ACV (potentiels de danger)</td><td>+</td></tr><tr><td>Coûts monétaires (€, $...)</td><td>Impact sanitaire (synthétique)</td><td>Approches coût/bénéfice ...</td><td>+</td></tr><tr><td>Ecart de santé / espérance de vie (Années de vie perdues, avec handicap...) (années)</td><td>Impact sanitaire (synthétique)</td><td>GBD, ACV, EBD, EIS</td><td>++</td></tr><tr><td>Indice pollution population (IPP - sans unité)</td><td>Exposition relative</td><td></td><td>++</td></tr></tbody></table>

Dans l'ensemble, toutes les méthodes de santé environnementale sont applicables à des émissions polluantes dans l'air. Le problème principal est alors d'obtenir des émissions vraisemblables. Les méthodes les plus pertinentes sont celles qui représentent le mélange de polluants, et non uniquement celui d'une substance. En effet, il est plus facile d'interpréter ce type de résultat que d'interpréter différents indicateurs d'évolution potentiellement différente. Ils peuvent représenter l'impact (nombre d'évènements sanitaires attribuables, années de vies ajustées sur les incapacités) ou l'importance de l'exposition (part de la population exposée au dessus d'un niveau, IPP). Le cas des approches économiques est particulier : l'unité monétaire peut entraîner la somme de valeurs qui n'ont pas forcément de rapport et introduire des notions discutables d'un point de vue éthique. Il faut faire très attention à la manière dont les valeurs sont attribuées puis utilisées.

Pour les méthodes étudiant les polluants un à un, il est nécessaire de déterminer lesquels doivent être considérés. Un travail en ce sens a été mené par Cassadou *et al.* (2004) dans le cadre de préconisations pour les études d'impact des infrastructures routières. Ce travail devrait cependant être régulièrement mis à jour, ou du moins complété, afin de garantir que les polluants les plus préoccupants soient toujours bien pris en compte au vu des évolutions technologiques. Compte tenu du travail très important demandé par ce type de
démarche, il n’est pas possible de réaliser à nouveau ce travail en entier pour cette étude.
Cette liste, complétée d’autres sources d’informations, sera utilisée comme base de travail.
Les compléments d’information proviennent de l’actualisation des critères de prise en compte
(modifications ou nouvelles valeurs de VTR ou d’émission unitaire), mais aussi d’autres
sources (Flandrin et al., 2002 ; Joumard et al., 2007).
<figure><img src="image_28.png" /></figure>
# 5. Proposition d'un indicateur d'impact sanitaire : l'IISCEP

Après avoir défini l'indicateur que nous souhaitons et avoir dressé le bilan de la revue bibliographique, ce chapitre détaille l'indicateur que nous proposons : l'IISCEP, pour indicateur des impacts sanitaires chroniques de l'émission de polluants.

## 5.1. Définition de l'indicateur souhaité

L'objectif de cette étude consiste à élaborer un ou plusieurs indicateurs des impacts sanitaires de la pollution de l'air liée au trafic routier. Pour rappel, les effets sanitaires sont ici compris dans leur sens restreint et seuls les polluants primaires sont considérés.

La Figure 13 montre l'application du modèle défini au paragraphe 3.2.2 à l'indicateur que nous recherchons. Nous cherchons à simplifier au maximum les éléments en gris.

<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>**Figure 13 : Schéma explicatif de l'indicateur recherché.**</figcaption></figure>

L'objectif de cet indicateur consiste à comparer différentes alternatives afférentes aux transports. Il s'agit d'un indicateur assez général, puisqu'il devrait pouvoir être appliqué à la fois à l'aide à la décision pour des programmes (scénarios) tels que les plans de déplacement urbain (PDU) et à la comparaison de différentes alternatives techniques (carburants, motorisations, systèmes de traitement, infrastructures...). Il appartient à la catégorie des indicateurs tactiques, permettant de déterminer une « meilleure » alternative. La diversité des usages attendus nécessitera d'adapter les paramètres de l'indicateur (par exemple, l'exposition n'aura pas à être prise en compte dans l'optique de comparaison de technologies). Dans l'idéal, les utilisateurs ne devraient pas disposer de compétences particulières pour pouvoir utiliser facilement l'indicateur.
Le fait de simplifier au maximum l'expression de la dispersion et de l'exposition rend impossible de relier de manière précise les émissions à une expression de l'indicateur en nombre d'évènements ou en perte d'espérance de vie (manque de fiabilité et de connaissances, incertitudes très élevées). Les résultats du calcul de l'indicateur pour les différentes variantes du projet pourront être utilisés en tant que critère de comparaison (évaluation relative), mais chaque résultat ne portera pas de valeur intrinsèque.

Cet indicateur a pour données d'entrée des émissions de polluants, et non les concentrations, comme c'est souvent le cas dans le domaine de la santé. Ce choix permet de traiter spécifiquement des transports et permet d'agir de manière ciblée (choix de technologie, mise en place d'actions de réductions...). Ceci implique que seuls les polluants primaires pourront être inclus dans l'indicateur.

Dans un premier temps, on s'intéresse aux émissions du trafic routier plutôt qu'à celles du transport en général par souci de simplicité et en raison des connaissances actuellement disponibles. Il s'agit des émissions des véhicules par échappement et hors échappement (évaporation, équipements et entretien des voies). Le transport routier est le seul pris en compte car il est responsable de la plupart des émissions atmosphériques des transports dans les zones de forte densité de population. Il sera possible d'élargir les émissions prises en compte en intégrant les émissions liées à la production (usines, agrochimie, centrales électriques...) ou aux activités entourant les transports routiers (stations services, garages...). En revanche, il serait peu pertinent de considérer l'ensemble du cycle de vie, au vu des différents lieux d'émission et de la complexité que cela représenterait, incompatible avec notre volonté de simplicité.

Cet indicateur constitue une combinaison de différentes toxicités en un score d'effet sur la santé. Il faut noter qu'il s'agit d'un exercice subjectif de notation, et non d'une opération scientifique ou technique (Owens, 2002). La comparaison purement scientifique d'impacts si différents d'un point de vue qualitatif et quantitatif est impossible.

Nous construisons l'indicateur de manière à ce que la diminution de sa valeur indique une diminution de l'impact sanitaire potentiel. Cette approche permet l'interprétation la plus instinctive.

Pour pouvoir être utilisé, l'indicateur doit être évalué d'après certains critères (paragraphe 2.2) afin de s'assurer de sa pertinence et de sa réponse adaptée aux attentes. Cette étude sera menée dans le paragraphe 6.3, en adaptant et appliquant les critères définis à l'indicateur proposé. Le domaine de validité de l'indicateur doit aussi être défini en fonction de ses paramètres de construction.
## 5.2. Bilan de la revue bibliographique

Tout d'abord, l'étude de la littérature n'a pas permis de trouver un indicateur répondant à nos attentes. Les différents indicateurs sont soit trop complexes (modélisation, manque de transparence...), soit construits à partir d'autres données d'entrée (concentrations...). En revanche, différents éléments ont été identifiés, utilisables pour construire un indicateur tel qu'attendu. Ces différents résultats sont présentés dans ce chapitre, avant de les appliquer pour l'élaboration même de l'indicateur (§ 5.3).

### 5.2.1. Démarche et forme générale

Le suivi de la démarche proposée en évaluation des risques sanitaires (ERS) est à la base de la prise en compte des expositions polluantes dans la plupart des domaines. Il permet de bien prendre en compte les différents aspects des situations : danger, exposition et risque. L'étude de l'exposition à un mélange de polluants n'est cependant pas encore suffisamment bien caractérisée. Nous n'appliquerons donc pas la méthode à proprement parler, d'autant plus que nous ne calculerons pas des expositions vraisemblables. Le résultat de ce travail se base sur le principe que plus il y a d'émissions toxiques, plus il risque d'y avoir des effets sanitaires. En ce sens, nous ne cherchons pas à calculer le risque le plus réel possible en lien avec une émission polluante, mais à identifier la situation dans laquelle le mélange émis conduirait au risque le plus important.

L'étude de la littérature a permis d'identifier une méthode développée dans le cadre particulier des analyses du cycle de vie (ACV), basée sur les émissions. Les émissions y sont multipliées par un facteur de caractérisation, comportant deux dimensions : la dispersion / exposition et la toxicité des substances. Cette architecture de base paraît particulièrement pertinente pour ce travail. Cependant, les facteurs tels qu'ils sont développés ne sont pas directement applicables à notre situation, différente de celle pour laquelle ils ont été créés. Trois principales critiques peuvent leur être adressées. Tout d'abord, il faut noter le manque de transparence et la complexité de leur calcul. Par ailleurs, ils ne prennent pas en compte les personnes exposées. Or, dans de nombreuses situations, cette information est essentielle. Enfin, la prise en compte de la gravité des effets est critiquable pour les impacts intermédiaires. Pour les impacts finaux, elle est exprimée via des années de vie ajustées sur les incapacités (AVAI) pour l'effet critique de la substance. Le lien entre les émissions et un nombre d'AVAI paraît trop incertain pour qu'on l'utilise ici. En effet, les incertitudes sont trop importantes pour vérifier la vraisemblance du lien. L'intérêt de cette forme est cependant qu'elle permet une agrégation linéaire des effets, simple à réaliser.
Par ailleurs, pour les substances non gazeuses aux conditions normales (métaux...), l'étude de ces méthodes nous a conduits à considérer uniquement l'exposition par inhalation dans un premier temps. En effet, l'ingestion de substances résulte de phénomènes de dispersion inter-compartiment (eau, sol, aliments...), en plus de la dispersion dans l'air, ainsi que d'un transfert dans la chaîne alimentaire. De plus amples travaux sont nécessaires pour vérifier la validité de l'adaptation de l'indicateur très simplifié à ces phénomènes complexes. Ceci introduit une nouvelle limite importante dans l'estimation du risque lié aux émissions, en particulier pour les substances toxiques dont la principale voie d'exposition est l'ingestion (par exemple les dioxines).

### 5.2.2. Calcul des émissions et facteurs

Comme il est impossible de mesurer directement les émissions du trafic, il est nécessaire de les modéliser. L'indice pollution - population appliqué pour les études d'impact de certains projets d'infrastructures routières propose une méthode très intéressante dans notre situation. Il pourrait même suffire dans certaines situations (voir paragraphe 5.3.1). En effet, les émissions calculées sont spatialisées et peuvent ainsi être réparties dans différentes classes de population exposée. Cela permet de prendre en compte l'exposition des populations de manière simplifiée. Cependant, ce calcul requiert l'utilisation de systèmes d'informations géographiques (SIG) et l'exploitation de différentes données (sociodémographiques et dispersion). Une simplification de ce calcul pourra également être envisagée dans certaines situations, afin d'éviter le recours aux SIG. L'utilisation de l'indicateur sera limitée par les possibilités techniques de calculer les émissions.

Comme développé dans les ACV, le facteur d'effet se décompose en deux dimensions : l'un dépendant de la substance et l'autre de la maladie provoquée. Le sous-facteur spécifique à la substance correspond au niveau de toxicité de celle-ci, c'est-à-dire à la dose ou la concentration pour laquelle il y a un effet. Sa détermination se basera sur les données sanitaires utilisées dans les différentes méthodes (valeurs toxicologiques animales ou humaines, de différentes formes). Le sous-facteur spécifique à la maladie correspond quant à lui à la probabilité d'occurrence de la maladie et à la répartition des sensibilités dans la population (fréquence de la maladie et existence de sous-populations plus sensibles ou plus résistantes). Par ailleurs, la gravité est introduite via le facteur de gravité. Dans notre situation, il est possible d'étudier l'utilisation des poids d'incapacités des maladies développés dans le cadre du « Fardeau mondial des maladies » ou plutôt le nombre d'années de vie ajustées sur les incapacités (AVAI) par cas d'une maladie. Ces deux composantes, potentiel et gravité, sont intégrées dans un même facteur, que nous appellerons facteur de toxicité pour le différencier du facteur d'effet des ACV.
### 5.2.3. Informations complémentaires

L'analyse bibliographique a permis d'identifier des listes de polluants émis par les transports qui sont importants d'un point de vue sanitaire. Elles sont à la base de la liste des polluants à prendre en compte dans l'indicateur recherché.

La littérature nous informe également sur les limites des indicateurs et de l'évaluation des impacts sanitaires, ainsi que celles propres à chaque méthode. Ces informations sont essentielles quand on s'inspire de ces méthodes et vont contribuer à déterminer les limites de l'indicateur que nous construisons.

Enfin, les critères d'évaluation des indicateurs seront adaptés si besoin à notre situation (application à la santé). Cette adaptation sera réalisée en comparant la liste de critères du paragraphe 2.2 aux attentes sur l'indicateur et à ceux utilisés généralement dans le domaine sanitaire.

## 5.3. Construction de l'IISCEP

L'indicateur que nous proposons correspond à la somme des émissions des polluants toxiques émis par les transports, pondérées par un facteur de dispersion, un facteur de population exposée, et par un facteur de toxicité. A la fin de chaque paragraphe, l'évolution progressive de la formule de l'indicateur sera présentée jusqu'à sa forme finale.

### 5.3.1. Émissions

L'évaluation des émissions polluantes constitue l'étape la plus délicate du calcul de l'indicateur. Sa réalisation dépend de l'objectif de l'étude, pour les polluants pertinents choisis en amont. Par exemple, les émissions ne seront pas calculées de la même manière dans les illustrations présentées au chapitre 6.

Généralement, le calcul des émissions des véhicules utilise des facteurs d'émissions unitaires, une représentation du parc roulant et des données de trafic. Ces trois informations permettent d'estimer les émissions d'un polluant, en prenant en compte la composition du parc circulant c'est-à-dire les parts des différents types de véhicule, de motorisation ou encore de carburant. Cela donne une liberté d'action pour simuler différents scénarii en modifiant cette composition, par exemple pour faire des prévisions.

Les substances à prendre en compte dépendent de l'objectif de l'étude et de la méthode de calcul des émissions utilisée. Dans certaines situations, l'étude ciblera quelques molécules. Sinon, le paragraphe 5.3.6 détaille les substances pouvant être prises en compte, incluant notamment des préconisations.
Dans la situation où il faut prendre en compte la population exposée, les émissions sont calculées par zone homogène quant à la population et à la dispersion. L'indicateur pourra dans ce cas être calculé par zone ou être agrégé en une note unique.

### Etape 1 de la construction de l'indicateur :

$$Indicateur = \sum_{p=1}^{p=n} Emission_{p}$$

Avec $Emission_p$ les émissions des n polluants p en masse.

## 5.3.2. Prise en compte de la dispersion

La dispersion dépend de nombreux paramètres, dont les principaux sont abordés au paragraphe 3.2.2.

Un premier moyen de prendre en compte la dispersion serait de l'approcher via un facteur lié à la rugosité, quand cette donnée est disponible sur la zone (cartographie). Le zonage final de l'indicateur correspondrait au recoupement des zones homogènes de densité de population et des zones de rugosité. Les émissions calculées pour chaque maille seraient multipliées par un facteur lié à la rugosité ou par un facteur représentatif d'une classe de rugosité.

L'exposition est fortement liée à la dispersion, puisque cette dernière conditionne les niveaux de pollution ambiants. Elle dépend notamment du type de bâti et de la densité de celui-ci. Le type de bâti étant lui-même généralement lié à la densité de population, on peut s'attendre à ce qu'en général les zones où la dispersion est la plus faible correspondent aux zones où se concentre la population (milieu urbain). Dans ce cas, après vérification de la densité réelle des bâtiments et de la densité de population, le zonage de population pourrait être suffisant. Cette approche-ci est proposée pour l'indice pollution-population (IPP).

Cet indice est cependant construit à partir de données de concentrations très simplifiées, résultant de l'application d'une matrice des vents sur les émissions (nommées « émissions influencées par le vent – voir paragraphe 4.1.2.

Nous nous intéressons à des émissions exprimées sur des zones (émissions surfaciques). Dans un souci de simplification extrême, nous considèrerons que les émissions émises sur la zone se dispersent de manière homogène dans le périmètre de celle-ci. La dispersion s'exerce également en hauteur, celle-ci étant appelée hauteur de mélange. Cette grandeur permettra de prendre en compte les obstacles à la dispersion, tels que la présence d'immeubles. Nous assimilerons donc la concentration sur la zone aux émissions divisées par la surface et par une hauteur de mélange (h).

On pose l'hypothèse que l'impact est proportionnel aux émissions sans faire intervenir les transformations. Il est alors possible de représenter la dispersion sous le seul aspect de la dilution homogène, tant que l'indicateur est appliqué à des sources "proches". Deux situations
se présentent : en centre-ville et en périphérie. Ces deux régimes peuvent être séparés par la valeur de densité du bâti (d), d'après des travaux menés à l'Ecole Centrale de Nantes (Mestayer, 2010) et les observations rapportées par Grimmond & Oke (1999). Le seuil est posé pour une densité du bâti de 0,35, au dessus on parlera de centre-ville et en dessous de périphérie.

Dans les centres-villes denses (d>0,35), il y a peu d'échanges entre la couche de canopée et l'atmosphère au-dessus. La couche mélangée est donc la couche de canopée. L'épaisseur de la couche de mélange h est donnée par la hauteur de déplacement dont c'est la définition :
$$h = H(0,6 + 0,4d)$$

où H est la hauteur moyenne des bâtiments dans la zone considérée.

Pour la périphérie (d< 0,35), la couche de mélange est la couche limite atmosphérique, généralement limitée par une inversion thermique qui lui sert de couvercle. L'épaisseur de la couche limite atmosphérique est complexe à déterminer, comme elle dépend de nombreux facteurs tels que les conditions thermiques et le vent. A l'échelle d'une ville moyenne la distance entre les sources et les impacts n'ait pas assez grande pour que la dilution ait eu lieu de manière homogène sur toute l'épaisseur de la couche limite atmosphérique. On peut alors remplacer l'épaisseur de la couche limite atmosphérique par l'épaisseur de la couche limite interne (virtuelle) qui se serait développée sur cette distance L (supposée égale à la racine carrée de la surface de la zone). Pour ne pas entrer dans des paramétrisations trop complexes, celle de Pendergrass et Arya (1984) est retenue :

$$h = 0,38Z_0 \left(\frac{L}{Z_0}\right)^{0,8}$$

$$où \quad L = \sqrt{Surface}$$

et Zo est la longueur de rugosité de la zone, qui peut s'exprimer en fonction de la hauteur moyenne des bâtiments dans la zone considérée H et de la densité du bâti d pour les zones urbaines peu denses par : $Z_0 = 0,45Hd$.

### Étape 2 de la construction de l'indicateur :

$$Indicateur = \sum_{p=1}^{n} \sum_{zone=1}^{k} Emission_{p, zone} \cdot \frac{1}{Surface_{zone} \cdot h}$$

Avec Emission$_p$ les émissions des n polluants p en g, Surface$_{zone}$ la surface de la zone en km$^2$, et h la hauteur de mélange en km.

### 5.3.3. Prise en compte de la population exposée

La prise en compte des personnes exposées requiert un zonage selon la population ou la densité de population. Les émissions sont calculées pour chacune des zones, puis pondérées grâce à un facteur correspondant soit au nombre de personnes sur la zone soit à la densité.
Deux possibilités peuvent être distinguées pour les densités : l'utilisation des densités réelles de chaque zone ou de classes de densité. Ces dernières peuvent correspondre à plusieurs situations sur l'agglomération (rural, urbain, semi-urbain... ou peu dense, dense, très dense...).

Dans cette situation, l'utilisation d'un système d'information géographique (SIG) permet de spatialiser les émissions. Pour l'indice pollution population (IPP), la répartition de la population sur la zone étudiée est donnée par une « base population ». Celle-ci peut être construite à partir des données de l'INSEE (population à l'échelle de l'îlot jusqu'à 1999 et à celle de l'IRIS depuis, avec de nouvelles modalités depuis 2006), de l'exploitation de photographies aériennes, de bases de données d'occupation des sols, telle que la base de données géographiques Corinne Landcover, ou encore un découpage arbitraire de zones de population homogène sur une carte en leur affectant des densités (CERTU, 2005).

Dans l'approche la plus simple, il est possible de considérer le lien entre la densité de population, le type et la densité de l'habitat. Le Tableau 22 (p 111) donne à titre indicatif des relations entre la densité de population et le type de bâti. Le CERTU (2005) précise bien que ces informations ne peuvent pas être appliquées sans une vérification des données réelles.

Ce type d'approche est très limité en raison de nombreuses simplifications. Il s'agit d'une estimation grossière des populations exposées, comme il n'est possible de prendre en compte ni un budget espace-temps local, trop lourd à réaliser et à utiliser, ni les populations sensibles telles que les personnes âgées, les malades ou encore les jeune enfants, liées par exemple à la présence de maisons de retraite, de crèches ou d'hôpitaux. La valeur du facteur d'exposition pourra cependant être augmentée dans les zones où un tel établissement sensible serait présent.

Étape 3 de la construction de l'indicateur :

$$Indicateur = \sum_{p=1}^{n} \sum_{zone=1}^{k} Emission_{p, zone} \cdot \frac{1}{Surface_{zone} \cdot h} \cdot Population_{zone}$$

Avec Emission_p les émissions des n polluants p en g, Surface_zone la surface de la zone en km², h la hauteur de mélange en km, et la Population_zone la population des k zones en nombre de personnes.

Nous appelons 'facteur d'exposition' le paramètre $\frac{1}{Surface_{zone} \cdot h} \cdot Population_{zone}$. Ce facteur d'exposition est différent du facteur d'exposition FExp considéré § 4.2.3.3.2 car il ne caractérise pas une quantité de polluant, mais la dispersion et la population exposée.

Il est possible de calculer l'indicateur pour chacune de ces zones et la comparaison des résultats permettrait d'identifier éventuellement les zones les plus problématiques.
### 5.3.4. Toxicité

#### 5.3.4.1. Potentiel toxique de la substance

La prise en compte de la toxicité propre à chaque substance peut se faire via différentes valeurs, comme nous l'avons vu au paragraphe 4.2.3.4.1 (Tableau 14) sur les facteurs de toxicité dans les analyses de cycle de vie.

La sélection peut se faire entre 4 types de paramètre, dont certains avantages et limites respectifs sont présentés au Tableau 25 :

* Les valeurs expérimentales (ou « points of departure » - POD) obtenues soit par expérimentation animale soit sur l'homme,

* Les doses repères telles que les ED50,

* Les données de toxicité aiguë,

* Les valeurs toxicologiques de référence (VTR).

<table><caption>Tableau 25 : Avantages et limites des différentes valeurs toxicologiques</caption><thead><tr><td>Valeur</td><td>Avantages</td><td>Limites</td></tr></thead><tbody><tr><td>Valeurs expérimentales</td><td>Pas de facteurs d'incertitude</td><td>Obtenu sur un nombre limité d'individus<br/>Souvent données animales<br/>Peuvent dépendre du protocole<br/>Dépendent des conditions d'exposition</td></tr><tr><td>Doses repères</td><td>Adaptées aux faibles doses</td><td>Disponibilité actuellement limitée<br/>Reconnaissance/acceptabilité ?</td></tr><tr><td>Données de toxicité aiguë</td><td>Largement accessibles</td><td>Pas pour risques chroniques (qui prédominent en pollution atmosphérique)<br/>Part des effets aigus par rapport aux effets chronique non constante entre molécules</td></tr><tr><td>Valeurs toxicologiques de référence (VTR)</td><td>Facilement disponibles<br/>Reconnues et largement utilisées en évaluation des risques sanitaires<br/>Effet critique (gravité)</td><td>Facteurs d'incertitude<br/>Généralement obtenues à partir de valeurs expérimentales, donc dépendance possible au protocole<br/>Pertinence dans la zone de faibles doses pas toujours certaine</td></tr></tbody></table>

Au vu de leur disponibilité et de leur utilisation courante dans le domaine de l'évaluation des risques sanitaires, nous proposons de recourir aux VTR pour prendre en compte la toxicité propre à chaque substance. D'un point de vue méthodologique, la meilleure option serait de suivre l'avis des panels et groupes de travail réunis pour travailler sur les effets toxiques des polluants en ACV. Nous nous intéressons en effet à une situation où des limites de toxicité n'ont pas été observées.
Pour chaque polluant, nous avons recherché la ou les VTR existantes dans les différentes bases de données. Nous avons d'abord recherché sur le site Internet www.furetox.fr, puis vérifié les informations sur les sites des organismes déjà cités au paragraphe 3.3.3.4.1 (base IRIS...). Pour chaque substance, une seule valeur sera conservée par durée d'exposition (aiguë ou chronique) et par type d'effet (cancérigène ou non).

Une VTR étant déterminée pour un effet, elle est plus facilement reliée à une gravité. Il faut cependant noter que l'effet suivi correspond à l'effet critique (premier effet à apparaître) et n'est pas forcément représentatif de la gravité des effets apparaissant dans les populations exposées à de plus fortes doses.

Cette approximation peut être acceptée ici puisque dans le cas de la pollution atmosphérique on s'intéresse principalement aux expositions chroniques à faible dose. La VTR représente ici le niveau ou le risque d'apparition d'effet. Elle traduit que « c'est la dose qui fait le poison ». Les substances sont toxiques pour différentes concentrations, depuis des niveaux très faibles (ng ou µg par m³...) jusqu'à des niveaux importants (g/m³). Quand on étudie les concentrations ambiantes, celles-ci peuvent être facilement comparées aux VTR. Dans notre situation, il est aussi intéressant de rapprocher les émissions des VTR, mais les conclusions sont plus délicates à tirer.

L'indicateur que nous construisons doit être une variable croissante, c'est-à-dire que l'impact sanitaire augmente avec la valeur obtenue. Par exemple, la valeur de l'indicateur augmente avec le nombre de personnes exposées ou avec la quantité de polluant émise. Or, pour les effets à seuil, une VTR élevée représente une toxicité plus faible. L'utilisation de l'inverse de la VTR permet de traduire la toxicité des substances : celles provoquant des effets pour les niveaux les plus faibles auront les facteurs les plus élevés et inversement les facteurs les plus bas correspondront aux substances toxiques à plus forte dose.

Les effets sans seuil sont quant à eux exprimés en risque de développer la pathologie, généralement un cancer. La valeur la plus élevée correspond alors à la substance la plus dangereuse. La VTR peut alors être directement utilisée comme facteur de toxicité. Pour homogénéiser les deux approches, une autre solution serait d'utiliser la valeur de concentration correspondant à un risque de $10^{-6}$, valeur généralement conservée pour définir un risque négligeable. Cette seconde solution permet d'homogénéiser le calcul de l'indicateur.

Nous avons donc décidé d'utiliser les valeurs de toxicité correspondant au risque de $10^{-6}$ pour les effets cancérogènes. Celles-ci ne correspondent pas au sens strict à des VTR, et pour cette raison, nous ne parlerons plus de VTR mais simplement de valeur toxicologique (VT) dans l'indicateur.

Nous ne prenons en compte dans l'indicateur que les effets chroniques sur la santé. En effet, au vu de la construction de l'indicateur, les effets aigus ne semblent pas pouvoir être intégrés de manière satisfaisante. D'une part, comme ces effets apparaissent à des niveaux
d'exposition plus importants, leur poids sera gommé mécaniquement au profit notamment des effets cancérogènes, du fait de l'architecture de l'indicateur sanitaire (inverse de la valeur toxicologique). D'autre part, les effets aigus ne concernent que les personnes à proximité des voies de circulation ou dans des conditions particulières de mauvaise dispersion. Le calcul d'émissions ramenées sur la zone ne correspond pas au mode d'action pour les effets aigus.

### Etape 4 de la construction de l'indicateur :

$$Indicateur = \sum_{p=1}^{n} \frac{1}{VT_p} \cdot \sum_{zone=1}^{k} Emission_{p, zone} \cdot \frac{1}{Surface_{zone} \cdot h} \cdot Population_{zone}$$

Avec k le nombre de zones et n le nombre de substances p, VTₚ la valeur toxicologique du polluant p en g/m³, Emissionₚ les émissions des n polluants p en g, Surfaceₗzone la surface de la zone en km², h la hauteur de mélange en km, et la Populationₗzone la population des k zones en nombre de personnes.

Nous appelons 'facteur de toxicité' le paramètre $\frac{1}{VT_p}$.

### 5.3.4.2. Gravité de l'effet induit par la substance

La gravité des effets sert de critère de pondération des substances dans le calcul de l'indicateur. Par exemple, une substance provoquant des irritations de la peau aura un facteur de pondération plus faible qu'une substance cancérogène. Ce facteur doit être représentatif des effets de la substance, dont le choix est essentiel.

Pour déterminer ce facteur, nous répondrons à deux questions : quel effet choisir comme référence de gravité de l'exposition à une substance et comment fixer la valeur de ce facteur.

#### - Choix de l'effet

Le choix de l'effet se résume à la pertinence d'utiliser l'effet critique correspondant à la VTR sélectionnée de chaque substance. Les effets critiques correspondent généralement aux effets les moins graves obtenus sur des animaux.

Dans une étude de cas sur les facteurs d'effet tel que nous l'avons défini, Owens (2002) a utilisé les effets critiques des substances pour les classer dans des catégories de gravité. Il souligne certaines limites de cette approche comme le fait qu'une substance puisse agir via plusieurs mécanismes biologiques. En revanche, il n'a pas été possible de dériver une estimation d'une éventuelle baisse de l'espérance de vie suite aux expositions à une substance à partir des expérimentations animales.

Il semble cependant que l'utilisation de données animales pourrait introduire un biais dans le poids accordé aux substances. Tout d'abord, le passage d'effets observés sur des animaux à des pathologies humaines n'est pas évident. De plus, l'effet de la substance dépend de la dose d'exposition et potentiellement de la quantité de polluant émise : la gravité de l'effet critique ne présume en rien de la gravité des effets provoqués pour une exposition plus forte. Ainsi,
décider des pondérations sur la base des effets critiques reviendrait à donner un poids
important à des substances relativement moins toxiques pour l'ensemble de leurs effets et à
affecter une faible pondération aux substances ayant un effet critique bénin mais pouvant
provoquer des décès à des concentrations plus élevées. Enfin, les effets critiques des VTR
peuvent être inexploitables du fait d'une trop grande spécificité (par exemple le dosage d'un
composé dans le sang), d'une spécificité trop faible (par exemple le dosage de protéines dans
l'urine) ou d'un manque de description (par exemple des problèmes de développement).

Les effets observés chez l'homme lors d'études épidémiologiques ou d'études
expérimentales seront donc utilisés quand ils sont connus. En effet, quelques substances n'ont
pas fait l'objet d'études sur l'homme, ou les études disponibles n'ont pas permis d'identifier
des effets spécifiques. Dans cette situation, nous considèrerons la cible de l'effet observée
chez l'animal (système nerveux, rein...).

Burke et al. (1996) ont proposé de considérer l'effet le plus sensible plutôt que l'effet critique, comme les expositions se produisent à des niveaux faibles.

- Détermination du facteur de gravité

Trois options peuvent être envisagées : mener une enquête auprès d'un échantillon pertinent et légitime de la population, utiliser des valeurs disponibles telles que les poids de pondération utilisés dans les AVAI ou affecter un score subjectif déterminé à partir de différents critères. Ces possibilités peuvent s'appliquer soit à chaque substance, soit à des catégories de substances regroupées d'après des critères sur la gravité de leurs effets (réversibilité, douleur..).

Après avoir pensé à lancer une enquête dans un premier temps, nous avons décidé de nous baser sur des valeurs ou des ordres de grandeur disponibles dans la littérature. Les grandeurs les plus pertinentes actuellement d'après la revue bibliographique réalisée correspondent aux pondérations obtenues dans les études de l'OMS. Ces valeurs ont pour intérêt d'avoir été obtenues via des méthodes normalisées et ont été largement critiquées et améliorées. Cette solidité sera renforcée pour les poids d'incapacité qui devraient être mis à jour pour le calcul du fardeau mondial des maladies en 2010 pour 1990 et 2005, grâce à l'utilisation de grandes enquêtes en population. Ces facteurs calculés à la suite des études en population ne sont pas encore disponibles (étude prévue pour 2011). Dans l'idéal, ce sont ces valeurs qu'il faudrait utiliser. En attendant, nous avons tenté d'utiliser les valeurs proposées en 2004. Ces valeurs doivent être utilisées avec les données de durée et de mortalité, ce qui fait que nous nous intéressons plutôt à un nombre d'années de bonne santé perdues à cause d'une pathologie.

Pour utiliser les données des années de vie ajustées sur les incapacités (AVAI), la première étape consiste à relier les effets sur la santé des polluants à une des maladies de la liste du fardeau mondial des maladies de l'OMS (2008b), chaque poids d'incapacité étant défini pour une maladie chez l'homme. Le nombre d'AVAI par type de maladie est disponible dans le tableau 5.1 de l'Annexe 5. Si cela ne pose pas trop de problème dans le cas des cancers, il est
impossible d'établir un tel lien pour un certain nombre de substances en raison de l'absence de correspondance entre l'effet et la maladie. Par exemple, les irritations des voies respiratoires et des yeux provoquées par certains polluants ne correspondent à aucun effet de la liste des maladies évaluées par des AVAI. Il s'agit de symptômes parfois trop bénins par rapport aux pathologies considérées par l'OMS, telles que la perte définitive de vision ou un dépérissement dû à une carence en protéines. L'utilisation des AVAI dans notre situation sort de leurs conditions d'utilisation. Une différence majeure réside également dans le fait que pour de nombreux effets, l'arrêt de l'exposition même chronique peut aboutir à la disparition des symptômes.

Nous avons donc décidé d'utiliser une méthode d'agrégation par catégorie d'effet, telle que présentée au paragraphe 4.3.1. La simple séparation effet cancérogène/effet non cancérogène a été exclue, car nous souhaitons une séparation plus fine concernant tous les effets. Catégoriser les effets constitue un compromis pour classer la toxicité. Les substances seront d'abord réparties selon leur principal organe ou système cible (système nerveux, rein, poumons, système respiratoire...). On pose ainsi l'hypothèse que les différents polluants agissent de manière additive. Deux aspects doivent être fixés : les critères d'élaboration des catégories et le nombre de celles-ci.

Le Tableau 16 propose trois catégories basées sur la réversibilité des effets et du risque de mort prématurée, avec des exemples. Ce classement présente l'intérêt d'avoir déjà été utilisé à différentes reprises, notamment dans des travaux d'analyse du cycle de vie. Une répartition des différentes toxicités entre les classes, proposée par le groupe de travail de l'initiative du PNUE/SETAC, est observable dans le Tableau 26. La neurotoxicité peut être classée dans la catégorie 1 ou dans la catégorie 2.

<table><caption>Tableau 26 : Classement des effets entre les 3 catégories de gravité et proposition de pondérations (d'après Pennington et al., 2002 ; Owens, 2002)</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>Catégorie 1</th><th>Catégorie 2</th><th>Catégorie 3</th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td></td><td>Irréversible / diminution espérance de vie</td><td>Probablement réversible / peut-être mortel</td><td>Réversibles et non mortels</td></tr><tr><td></td><td>Effets</td><td>Cancers<br>Effets tératogènes<br>Effets reprotoxiques (Neurotoxicité)<br>Effets aigus fatals ou grave et irréversibles</td><td>Immunotoxicité (Neurotoxicité)<br>Dommages rénaux<br>Dommages du foie<br>Maladie cardiaque<br>Maladie pulmonaire</td><td>Irritation (œil, peau...)<br>Sensibilisation (allergies)<br>Effets aigus réversibles</td></tr><tr><td rowspan="3">Pondération</td><td>Burke et al., 1996</td><td>100</td><td>10</td><td>1</td></tr><tr><td>Pennington et al. (2002)</td><td>6,7 AVAI (ans/cas)</td><td>0,67 AVAI</td><td>0,067 AVAI</td></tr><tr><td>Bechmann (2005)</td><td>12,8 AVAI (ans/cas)</td><td>1,28 AVAI</td><td>0,128 AVAI</td></tr></tbody></table>

La détermination des facteurs de gravité des trois classes reste l'aspect le plus délicat à résoudre. En effet, déterminer un ordre de grandeur vraisemblable du rapport entre ces
catégories de la manière la plus objective possible est difficile. Trois valeurs liées, indiquées dans le Tableau 26, ont été trouvées dans la littérature. Il s'agit soit des méthodes en elles-mêmes, soit d'applications de ces propositions (Commission Européenne, 2007...). Plusieurs de ces valeurs sont basées sur l'exploitation des données du fardeau des maladies de l'OMS, dans le cadre ou non de travaux sur l'ACV. Nous utiliserons les valeurs obtenues.

La première proposition provient du groupe de travail de l'ILSI (International Life Science Institute) (Burke et al., 1996). Ils proposent une échelle subjective, d'un facteur de 10 entre chaque catégorie, soit des valeurs de 1, 10 et 100. Or, la différence entre les catégories 1 et 3 pourrait être plus importante, en raison notamment de l'hétérogénéité à l'intérieur de chacune des catégories (Owens, 2002).

La seconde possibilité est exprimée en AVAI. Un nombre moyen d'AVAI est calculé pour les cancers et sera affecté à la première catégorie d'effet. Les valeurs affectées aux deux autres catégories sont obtenues en appliquant les coefficients proposés par Burke *et al.* (1966), cités ci-dessus.

La première de ces applications a été proposée par Crettaz *et al.* (2002) pour les cancers et par Pennington *et al.* (2002) pour les effets non cancérogènes. Pour les cancers, il a été relativement aisé de relier chaque substance à un nombre d'AVAI par cas incident du cancer provoqué calculé par l'OMS. Les AVAI par personne affectée de chaque type de cancer est disponible dans le tableau 5.2 en Annexe 5. Crettaz *et al.* (2002) ont proposé pour les substances cancérogènes une valeur moyenne de 6,7 années perdues par cas incident comme valeur par défaut pour dériver un facteur d'effet basé sur la gravité. Pennington *et al.* (2002) se sont basés sur cette valeur par défaut, sur la proposition de l'ILSI et sur la classification des effets proposées ci-dessus. Les effets cancérogènes étant classés dans la catégorie 1, le poids de celle-ci a été fixé à 6.7. La catégorie 2 s'est vu affecter un poids de 0.67 (facteur 10) et la catégorie 3 un poids de 0.067 (facteur 100).

Enfin, Bachmann (2005) a fait l'application la plus récente. Cet ouvrage développe la méthode de Crettaz *et al.* (2002) et de Pennington *et al.* (2002) permettant d'établir un facteur d'effet et établit des lignes de conduite pour son application, potentiellement hors du domaine de l'évaluation de l'impact du cycle de vie (Commission Européenne, 2007). Il propose une valeur de 12,8 années perdues pour la catégorie 1 et applique les mêmes ordres de grandeur entre les catégories, soit une valeur 1,28 pour la catégorie 2 et 0,128 pour la catégorie 3. La valeur pour la catégorie 1 est proche de celle proposée par Huijbregts *et al.* (2005) pour la moyenne des cancers (12,8 ans pour 11,5 ans). Comme nous l'avons vu au paragraphe 4.3.3.3, les auteurs de cet article expliquent la différence d'un facteur de 2 avec la valeur de Crettaz *et al.* (2002) par fait que, contrairement à ces derniers, ils n'appliquent pas de pondération selon l'âge et ni de taux actualisation.
Dans toutes ces situations, un facteur 10 a été appliqué pour exprimer les différences de gravité entre les catégories. Pour notre usage, seul cet ordre de grandeur compte. En effet, l'intérêt d'utiliser des AVAI tient à la possibilité de les relier à une émission, comme cela est fait en ACV. Notre indicateur ne définit pas de manière assez forte un lien entre les émissions et l'exposition, ni entre l'exposition et un nombre de cas. Nous utiliserons donc la valeur de 100 pour la catégorie 1, la valeur de 10 pour la catégorie 2 et la valeur de 1 pour la catégorie 3.

Il faut cependant rappeler qu'il est possible de définir d'autres classes d'effet à partir de critères différents. Le nombre de catégories de gravité pourrait être plus important pour que chaque classe soit plus homogène. De plus, ce classement pourrait prendre en compte les effets aigus des substances, qui sont exclus ici.

Pour chaque effet, nous nous sommes donc attachés à déterminer un facteur de gravité adapté. Ce travail a été réalisé pour une sélection de substances au paragraphe 5.3.6.2 et est détaillé à l'Annexe 4.

### 5.3.5. Indicateur proposé et domaines de validité

La forme finale de l'indicateur proposé est donc la suivante pour les expositions par inhalation :

$$Indicateur = \sum_{p=1}^{n} \left[ \left( \frac{\text{Gravité}_{\text{canc.}}}{\text{VT}_{\text{canc., p}}} + \frac{\text{Gravité}_{\text{non canc.}}}{\text{VT}_{\text{non canc., p}}} \right) \cdot \sum_{zone=1}^{k} \text{Emission}_{p, zone} \cdot \frac{\text{Population}_{zone}}{\text{Surface}_{zone} \cdot h} \right] \cdot c$$

$$Indicateur = \sum_{p=1}^{n} \left[ \left( \text{facteur de toxicité}_p \right) \cdot \sum_{zone=1}^{k} \text{Emission}_{p, zone} \cdot \text{facteur d'exposition}_{zone} \right] \cdot c$$

Avec n le nombre de polluants p, VTₚ la valeur toxicologique du polluant p en mg/m³ pour ses effets cancérogènes et/ou pour ses effets non cancérogènes, Gravitéₚ le facteur de gravité du polluant p pour ses effets cancérogènes et/ou non cancérogènes, k le nombre de zones définies par leur population (en nombre de personnes) et leur surface (en km²), h la hauteur de mélange et c une constante d'ajustement.

L'équation suivante présente l'analyse de dimension de l'indicateur, c'est-à-dire la grandeur et l'unité de l'indicateur. Ceci permettra de limiter des utilisations. L'indicateur est défini pour un intervalle de temps défini, correspondant à la période sur laquelle les émissions ont été estimées.

$$\frac{1}{\left[\frac{g}{m^5}\right]} \times [-] \times [g] \times \frac{1}{[m^2 \times m]} \times [\text{Personnes}] = [\text{Personnes}] \text{ par unité de temps}$$

L'indicateur se calcule à partir d'un fichier Excel prêt à l'emploi. Des valeurs par défaut sont proposées pour la toxicité et la gravité d'une liste de polluants, dont la sélection est
expliquée au paragraphe suivant.

### 5.3.6. Substances à prendre en compte dans l'indicateur

#### 5.3.6.1. Liste des substances

La principale limite de ce travail consiste à trouver une liste complète des substances émises par les transports, celles-ci pouvant varier dans le temps selon les caractéristiques des véhicules (carburant, équipement, motorisation...). Une telle liste est difficile à établir. Ce travail de sélection de substances ayant déjà été réalisé en 2003 (cf § 4.4.1.2), la liste totale et la liste finale élaborées à cette occasion sont utilisées comme base de travail. Elles sont complétées par les travaux de Flandrin et al. (2002) et Joumard et al. (2007).

Le premier critère de sélection des substances à considérer est la disponibilité des données d'entrée : valeur toxicologique, puis émission unitaire. L'ensemble des polluants disposant de ces deux données constitue la liste de base.

Tout d'abord, nous avons repris la liste complète et mis à jour les VTR en vérifiant la disponibilité de valeurs pour de nouvelles substances et en actualisant les valeurs sélectionnées en 2003, grâce au site Internet www.furetox.fr et aux bases de données des différents organismes déjà consultés en 2003 (base IRIS de l'USEPA, OMS...). La liste obtenue diffère peu de celle obtenue par Cassadou (2003). Les substances sont étudiées par mode d'émission.

La détermination des facteurs d'émissions est plus délicate. En effet, ces valeurs sont assez facilement disponibles pour l'échappement, mais ce n'est pas le cas pour les émissions hors échappement. Ces dernières ne sont pas forcément quantifiées.

Cassadou et al. (2003) soulignaient l'importance de déterminer des facteurs d'émission pour 3 substances préoccupantes, le bromométhane, le 1,2-dibromométhane et le manganèse, notamment du fait d'une proximité possible entre la VTR et les concentrations en milieu urbain et de la gravité de leurs effets.

#### 5.3.6.2. Sélection des VTR et des facteurs de gravité

Pour toutes les substances de cette liste, nous avons sélectionné des VTR par inhalation, d'après les valeurs choisies par Cassadou et al. (2003), les critères qu'ils ont utilisés et les préconisations de l'INERIS. Pour chaque substance, nous avons ensuite recherché l'effet sur l'homme, identifié dans des études épidémiologiques en population ou en milieu professionnel. Ces effets ont permis de classer les substances entre les 3 catégories définies dans le Tableau 26. Le Tableau 27 indique les valeurs retenues et de plus amples explications sur la sélection menée pour chaque substance sont données en Annexe 4. Pour rappel, les valeurs indiquées pour les cancers correspondent à un risque de $10^{-6}$.
<table><caption>Tableau 27 : Valeurs toxicologiques choisies (VT Canc : effets cancérogènes ; NCanc : effets non cancérogènes)</caption><thead><tr><th>Substance</th><th>N° CAS</th><th>Type VT</th><th>Source</th><th>Valeur de la VT</th><th>Effet</th><th>Gravi-té</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="2">1,2-dibromoéthane</td><td rowspan="2">106-93-4</td><td>NCanc.</td><td>US EPA (2004)</td><td>9.10<sup>-3</sup> mg/m<sup>3</sup></td><td>Inflammation nasale</td><td>10</td></tr><tr><td>Canc.</td><td>US EPA (2004)</td><td>1,67.10<sup>-3</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td>Cancer cavité nasale</td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="2">1,3-butadiène</td><td rowspan="2">106-99-0</td><td>NCanc.</td><td>US EPA(2002)</td><td>2 µg/m<sup>3</sup></td><td>Atrophies ovariennes</td><td>10</td></tr><tr><td>Canc.</td><td>US EPA (2002)</td><td>3,33.10<sup>-2</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td>leucémies</td><td>100</td></tr><tr><td>2-butanone</td><td>78-93-3</td><td>NCanc.</td><td>US EPA (2003)</td><td>5 mg/m<sup>3</sup></td><td>Développement</td><td>100</td></tr><tr><td>Acénaphtène</td><td>83-32-9</td><td>Canc.</td><td>Cassadou et al</td><td>0,91 µg.m<sup>-3</sup></td><td>Cancers</td><td>100</td></tr><tr><td>Acénaphthylène</td><td>208-96-8</td><td>Canc.</td><td>Cassadou et al</td><td>0,91 µg.m<sup>-3</sup></td><td>Cancers</td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="2">Acétaldéhyde</td><td rowspan="2">75-07-0</td><td>NCanc.</td><td>US EPA (1991)</td><td>9 µg.m<sup>-3</sup></td><td>Lésions nasales</td><td>1</td></tr><tr><td>Canc.</td><td>US EPA (1991)</td><td>4,5.10<sup>-1</sup> µg.m<sup>-3</sup></td><td>Cancer nasal</td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="2">Acétone</td><td rowspan="2">67-64-1</td><td>Aiguë</td><td>ATSDR (1994)</td><td>61,7 mg/m<sup>3</sup></td><td>Troubles de l'audition</td><td>/</td></tr><tr><td>NCanc.</td><td>ATSDR (1994)</td><td>30,9 mg/m<sup>3</sup></td><td>Troubles visuels</td><td>1</td></tr><tr><td rowspan="2">Acroléine</td><td rowspan="2">107-02-8</td><td>Aiguë</td><td>ATSDR (2008)</td><td>1,145.10<sup>-1</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td>Irritation oculaire</td><td>/</td></tr><tr><td>NCanc.</td><td>US EPA (2003)</td><td>2.10<sup>-5</sup> mg/m<sup>3</sup></td><td>Lésions nasales</td><td>1</td></tr><tr><td rowspan="2">Ammoniac</td><td rowspan="2">7664-41-7</td><td>Aiguë</td><td>ATSDR (2004)</td><td>1,18 mg/m<sup>3</sup></td><td>Irritation voies respiratoires</td><td>/</td></tr><tr><td>NCanc.</td><td>ATSDR (2004)</td><td>69 µg/m<sup>3</sup></td><td>Idem aigu + yeux</td><td>1</td></tr><tr><td>Anthracène</td><td>120-12-7</td><td>Canc.</td><td>Cassadou et al</td><td>0,91 µg.m<sup>-3</sup></td><td>Cancers respiratoires</td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="2">Arsenic</td><td rowspan="2">7440-38-2</td><td>NCanc.</td><td>OEHHA (2008)</td><td>1,5.10<sup>-5</sup> mg/m<sup>3</sup></td><td>Comportement...</td><td>10</td></tr><tr><td>Canc.</td><td>US EPA (1998)</td><td>2,33.10<sup>-4</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td>Cancer du poumon</td><td>100</td></tr><tr><td>Baryum</td><td>7440-39-3</td><td>NCanc.</td><td>RIVM (2000)</td><td>1 µg/m<sup>3</sup></td><td>Effets cardiovasculaires</td><td>1</td></tr><tr><td rowspan="3">Benzène</td><td rowspan="3">71-43-2</td><td>Aiguë</td><td>ATSDR (1997)</td><td>170 µg/m<sup>3</sup></td><td>Système immunitaire</td><td>/</td></tr><tr><td>NCanc.</td><td>ATSDR (2007)</td><td>9,6 µg/m<sup>3</sup></td><td>Système immunitaire</td><td>10</td></tr><tr><td>Canc.</td><td>US EPA (2000)</td><td>1,28 10<sup>-3</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td>Leucémies</td><td>100</td></tr><tr><td>Benzo[a]pyrene</td><td>50-32-8</td><td>Canc.</td><td>OEHHA (2002)</td><td>9,1.10<sup>-4</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td>Cancers respiratoires</td><td>100</td></tr><tr><td>Benzo[ghi]perylene</td><td>191-24-2</td><td>Canc.</td><td>Cassadou et al</td><td>9,1.10<sup>-2</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td>Cancers respiratoires</td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="2">Cadmium</td><td rowspan="2">7440-43-9</td><td>NCanc.</td><td>OMS (2000)</td><td>5.10<sup>-3</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td>Reins</td><td>10</td></tr><tr><td>Canc.</td><td>OEHHA (2002)</td><td>2,38.10<sup>-4</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td></td><td>100</td></tr><tr><td>Cyclohexane</td><td>110-82-7</td><td>NCanc.</td><td>US EPA (2003)</td><td>6 mg/m<sup>3</sup></td><td>Développement</td><td>10</td></tr><tr><td rowspan="2">Ethylbenzène</td><td rowspan="2">100-41-4</td><td>NCanc.</td><td>US EPA (1991)</td><td>1 mg/m<sup>3</sup></td><td>Développement</td><td>10</td></tr><tr><td>Canc.</td><td>OEHHA (2007)</td><td>0,4 µg/m<sup>3</sup></td><td></td><td>100</td></tr><tr><td>Fluoranthène</td><td>206-44-0</td><td>Canc.</td><td>Cassadou et al</td><td>0,91 µg/m<sup>3</sup></td><td>Cancers respiratoires</td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="3">Formaldéhyde</td><td rowspan="3">50-00-0</td><td>Aiguë</td><td>ATSDR (1999)</td><td>5.10<sup>-2</sup> mg.m<sup>-3</sup></td><td>Irritation/inflammation nez</td><td>/</td></tr><tr><td>NCanc.</td><td>OEHHA (2008)</td><td>9.10<sup>-3</sup> mg.m<sup>-3</sup></td><td>Irritation œil et nez</td><td>10</td></tr><tr><td>Canc.</td><td>Santé Canada (2000)</td><td>0,19 µg.m<sup>-3</sup></td><td>cancers nasaux</td><td>100</td></tr><tr><td>Hexane (n-hexane)</td><td>110-54-3</td><td>NCanc.</td><td>US EPA (1993)</td><td>200 µg/m<sup>3</sup></td><td>Neurotoxicité</td><td>10</td></tr><tr><td>Isopropylbenzène</td><td>98-82-8</td><td>NCanc.</td><td>US EPA (1997)</td><td>0,4 mg/m<sup>3</sup></td><td>Hausse poids reins</td><td>1</td></tr><tr><td>Mercure</td><td>7439-97-6</td><td>NCanc.</td><td>US EPA (1995)</td><td>0,3 µg/m<sup>3</sup></td><td>Système nerveux</td><td>100</td></tr><tr><td>Méthyl-Tertiobuthyl-Ether (MTBE)</td><td>1634-04-4</td><td>NCanc.</td><td>ATSDR (1996)</td><td>2,5 mg/m<sup>3</sup></td><td>Rein</td><td>1</td></tr><tr><td>Monobromométhane</td><td>74-83-9</td><td>NCanc.</td><td>US EPA (1992)</td><td>5.10<sup>-3</sup> mg/m<sup>3</sup></td><td>Lésions nasales</td><td>10</td></tr><tr><td rowspan="2">Naphtalène</td><td rowspan="2">91-20-3</td><td>NCanc.</td><td>ATSDR (2005)</td><td>3,5.10<sup>-3</sup> mg/m<sup>3</sup></td><td>Cancers nasaux</td><td>1</td></tr><tr><td>Canc.</td><td>OEHHA (2005)</td><td>2,94.10<sup>-2</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td></td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="2">Nickel</td><td rowspan="2">7440-02-0</td><td>NCanc.</td><td>ATSDR (2005)</td><td>0,09 µg/m<sup>3</sup></td><td>Effets respiratoires</td><td>10</td></tr><tr><td>Canc.</td><td>OMS (2000)</td><td>2,63.10<sup>-3</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td>Tumeurs poumons</td><td>100</td></tr><tr><td>Plomb</td><td>7439-92-1</td><td>NCanc.</td><td>OMS (2004)</td><td>0,5 µg/m<sup>3</sup></td><td>Concentrations sang</td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="2">PM Particules Diesel</td><td rowspan="2">/</td><td>NCanc.</td><td>US EPA (2003)</td><td>5 µg/m<sup>3</sup></td><td>Effets respiratoires</td><td>10</td></tr><tr><td>Canc.</td><td>OMS (1996)</td><td>2,94.10<sup>-2</sup> µg/m<sup>3</sup></td><td>Cancers voies aériennes</td><td>100</td></tr><tr><td>Pyrène</td><td>129-00-0</td><td>Canc.</td><td>Cassadou et al</td><td>0,91 µg/m<sup>3</sup></td><td>Cancers respiratoires</td><td>100</td></tr><tr><td>Styrène</td><td>100-42-5</td><td>NCanc.</td><td>OEHHA (2003)</td><td>0,9 mg.m<sup>-3</sup></td><td>Système nerveux</td><td>10</td></tr><tr><td rowspan="2">Toluène</td><td rowspan="2">108-88-3</td><td>Aiguë</td><td>ATSDR (2000)</td><td>3,8 mg.m<sup>-3</sup></td><td>Système nerveux central</td><td>/</td></tr><tr><td>NCanc.</td><td>ATSDR (2000)</td><td>300 µg.m<sup>-3</sup></td><td>Vision</td><td>100</td></tr></tbody></table>
<table><tr><td>Xylènes totaux</td><td>1330-20-7</td><td>Aiguë</td><td>ATSDR (2007)</td><td>8,7 mg/m³</td><td>Neurologique et respiratoire</td><td>/</td></tr><tr><td>- m</td><td>108-38-3</td><td>NCanc.</td><td>US EPA (2003)</td><td>0,1 mg/m³</td><td>Coordination motrice</td><td>10</td></tr><tr><td>- o</td><td>95-47-6</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>- p</td><td>106-42-3</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>NOx</td><td></td><td>NCanc</td><td>OMS (2005)</td><td>40 µg/m³</td><td>Effets respiratoires</td><td>10</td></tr><tr><td>SO₂</td><td>7446-09-5</td><td>NCanc</td><td>OMS (2005)</td><td>50 µg/m³</td><td>Effets respiratoires</td><td>10</td></tr></table>

Le facteur de toxicité n'est construit qu'à partir des valeurs de toxicité chronique. En effet, les risques que nous cherchons à estimer correspondent aux risques chroniques. Si l'on veut étudier la toxicité à court terme et pour les expositions les plus fortes, le périmètre étudié devrait se limiter à des bandes autour des axes de circulation.

Il arrive que les émissions soient données pour un groupe de substances, notamment les composés organiques volatils non méthaniques (COVNM) ou les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP). Pour ces situations, il est possible de construire un facteur de toxicité à partir des facteurs de toxicité individuels. Cette agrégation est possible si l'on connaît la spéciation des émissions, c'est-à-dire le pourcentage de chaque substance dans le mélange émis. La spéciation des émissions varie en fonction des caractéristiques du véhicule (norme, équipement, carburant, charge...) et des modalités de conduite (départ à chaud ou à froid, en milieu urbain, routier ou autoroutier...).

Le facteur de toxicité d'une catégorie correspond à la somme des facteurs de toxicité des espèces chimiques la constituant, pondérés par leur pourcentage dans les émissions totales.

$$ \text{Facteur de toxïxité}_{\text{catégorie}} = \sum_{p} (\text{Part dans le mélange}_{p} \times \text{Facteur de toxicité}_{p}) $$

Nous déterminons une valeur de facteur de toxicité pour les COVNM, qui sera utilisé dans les applications du chapitre 6. La répartition massique des émissions entre les composés d'une catégorie proviennent de la littérature. D'autres travaux peuvent être utilisés, en particuliers s'ils sont plus récents, c'est-à-dire s'ils prennent en compte les véhicules à partir de la norme Euro4.

Pour les COVNM, nous avons utilisé les données de Fandrin *et al.*, 2002. Ces dernières se présentent sous la forme de la composition massique moyenne des émissions des véhicules essence ou diesel, catalysés ou non pour quatre cycles de conduite. Parmi ces derniers, deux concernaient la conduite en milieu urbain. Actuellement, la plupart des voitures en circulation sont équipées de pots catalytiques. Nous avons donc décidé d'utiliser les données des véhicules diesel catalysés et celles des véhicules essence catalysés, pour le cycle de conduite urbain le plus long. Il faut néanmoins signaler que les surémissions à froid n'ont pas été prises en compte et que la composition massique du mélange pourrait être différente à froid.
Le facteur de toxicité des COVNM est calculé en faisant la somme des facteurs de toxicité (rapport de la gravité de l'effet de la substance sur sa valeur toxicologique) des substances individuelles pondérées par leur pourcentage dans les émissions, présentés dans le Tableau 28. Le facteur de toxicité des COVNM est de 140 pour les véhicules diesel et de 83 pour les véhicules essence.

<table><caption>Tableau 28: Spéciation des émissions de COVNM des véhicules essence catalysés et diesel catalysés d'après Flandrin et al., 2002.</caption><thead><tr><th>Substance</th><th>Facteur de toxicité individuel (m³/µg)</th><th>Part massique dans les émissions Diesel</th><th>Facteur agrégé Diesel</th><th>Part massique dans les émissions Essence</th><th>Facteur agrégé Essence</th></tr></thead><tbody><tr><td>Formaldéhyde</td><td>527</td><td>9,45 %</td><td>50</td><td>1,45 %</td><td>7,6</td></tr><tr><td>Acétaldéhyde</td><td>220</td><td>6,77 %</td><td>15</td><td>0,77 %</td><td>1,7</td></tr><tr><td>Acétone</td><td>0,0</td><td>2,30 %</td><td>0</td><td>0,65 %</td><td>0</td></tr><tr><td>Acroléine</td><td>50</td><td>1,48 %</td><td>0,74</td><td>0,07 %</td><td>0,035</td></tr><tr><td>2-Butanone</td><td>0,02</td><td>1,64 %</td><td>0,0003</td><td>0,90 %</td><td>0,0</td></tr><tr><td>n-hexane</td><td>0,05</td><td>0,02 %</td><td>0,0</td><td>1,33 %</td><td>0,001</td></tr><tr><td>1,3-Butadiène</td><td>3005</td><td>1,24 %</td><td>37</td><td>0,30 %</td><td>9</td></tr><tr><td>Benzène</td><td>782</td><td>1,97 %</td><td>15</td><td>6,80 %</td><td>53</td></tr><tr><td>Toluène</td><td>0,333</td><td>1,19 %</td><td>0,004</td><td>14,69 %</td><td>0,05</td></tr><tr><td>Ethylbenzène</td><td>250,01</td><td>0,19 %</td><td>0,48</td><td>2,69 %</td><td>6,7</td></tr><tr><td>m+p-Xylènes</td><td>0,1</td><td>0,36 %</td><td>0,0</td><td>5,74 %</td><td>0,01</td></tr><tr><td>o-Xylène</td><td>0,1</td><td>0,47 %</td><td>0,0</td><td>0,79 %</td><td>0,001</td></tr><tr><td>Styrène</td><td>0,011</td><td>0,16 %</td><td>0,0</td><td>0,33 %</td><td>0,0</td></tr><tr><td>Isopropylbenzène</td><td>0,003</td><td>0,01 %</td><td>0,0</td><td>0,11 %</td><td>0,0</td></tr><tr><td>Naphtalène</td><td>3400</td><td>0,64 %</td><td>22</td><td>0,14 %</td><td>4,76</td></tr><tr><td>Autres COVNM</td><td>/</td><td>42,71 %</td><td>/</td><td>43,13 %</td><td>/</td></tr><tr><td>Total</td><td>/</td><td>70,60 %</td><td>140</td><td>79,89 %</td><td>83</td></tr></tbody></table>
<figure><img src="image_30.png" /></figure>
# 6. Applications et évaluation de l'indicateur

Des exemples de deux types d'application de l'indicateur sont présentés dans ce chapitre. Le premier concerne la comparaison de deux technologies, à savoir les impacts d'une carburation Diesel par rapport à une essence. Le second exemple constitue une application complète de l'indicateur pour évaluer l'impact d'un plan de déplacement urbain.

Ces illustrations permettront d'évaluer l'indicateur, de le critiquer, ainsi que de poser ses limites et son domaine de validité.

## 6.1. Comparaison des émissions des véhicules essence et gasoil

Cet exemple vise à comparer la toxicité pour l'homme des mélanges de polluants émis d'une part par les véhicules diesel et d'autre part par les véhicules essence. Nous appliquerons l'indicateur à la simple comparaison des carburants et entre les normes Euro d'émission de polluants.

Les facteurs d'émissions sont obtenus à partir du modèle HBEFA, permettant le calcul des émissions des transports. Dans cette illustration, nous ne prendrons en compte que les émissions à chaud. Elles sont calculées pour chaque type de véhicule à partir de facteurs d'émissions bruts par catégories et d'un scénario de trafic.

Dans le cadre de cet exemple théorique, le scénario que nous suivons correspond à une situation urbaine assez rapide, avec une vitesse de 30 km/h en moyenne et un trafic composé uniquement de véhicules particuliers. La composition du parc utilisé correspond au parc roulant de 2010 et n'est pas spécifique au milieu urbain. Il s'agit de données extrapolées à partir des dernières données disponibles, c'est-à-dire celles de 2008 et 2009.

Les véhicules sont séparés en fonction de leur carburant (gazole et essence) et de la norme Euro à laquelle ils répondent (de Euro 0 à Euro IV pour cette période). La composition du parc, c'est-à-dire la part de chaque type de véhicule dans le trafic, est donnée Tableau 32. Il s'agit du parc roulant, ce qui signifie que ces valeurs prennent en compte les différences dans les distances parcourues par les différents types de véhicule, ce qui explique la forte prépondérance des véhicules diesel pour un parc de véhicules particuliers. Ce dernier point est discutable en ville mais nous l'accepterons dans cet exemple. Les véhicules essence représentent environ 26 % du parc roulant des véhicules particuliers et les véhicules diesel 74 %. Plus de 80 % du parc roulant correspond aux normes d'émission Euro III et IV (à elle seule, la norme Euro IV représente autour de 50 % du parc).
Nous disposons des facteurs d'émission unitaire de 19 substances ou catégories de substances, parmi lesquelles nous conservons les 9 ayant un effet toxique caractérisé pour l'homme. Pour chacun de ces polluants, on calcule les quantités qui seraient émises si l'ensemble des véhicules appartenaient à une catégorie définie, par exemple l'essence comme carburant, ramenées à un véhicule. Les facteurs d'émission sont fournis par carburant et par norme Euro. Les particules fines émises hors échappement sont indiquées indépendamment. Elles ne pourront pas être prises en compte dans le calcul car aucune VTR n'est disponible pour elles. De taille et de composition différentes des particules Diesel, les facteurs de toxicité construits à partir des VTR disponibles pour celles-ci ne peuvent pas être utilisés pour les particules hors échappement. Nous appliquerons quand même ce facteur de toxicité aux particules émises à l'échappement pour les véhicules essence.

Le calcul de l'indicateur est très simplifié : les facteurs de dispersion et d'exposition sont les mêmes dans ces deux situations. On leur attribuera donc la valeur de 1. Une constante de $10^{-6}$ est en outre appliquée pour simplifier la lecture du résultat.

Nous avons calculé l'indicateur pour chaque ensemble de carburant et de norme, puis pour un parc tout diesel et pour un parc tout essence en posant l'hypothèse que la répartition des véhicules entre les normes Euro serait la même que celle observée dans le parc roulant total. Enfin nous avons calculé l'indicateur par norme d'émission Euro, résultats qui sont disponibles Tableau 32 et Figure 14. Les données d'émission sont présentées dans les Tableau 29 et Tableau 30 et les calculs intermédiaires (émissions multipliées par le facteur de toxicité) au Tableau 31.

<table><caption>Tableau 29 : Emissions unitaires de différents polluants des véhicules diesel suivant de norme Euro 0 à Euro 4 et pour le parc total.</caption><thead><tr><th>Subtances</th><th>Num. CAS</th><th>Diesel Euro 0 (g/km/véh)</th><th>Diesel Euro 1 (g/km/véh)</th><th>Diesel Euro 2 (g/km/véh)</th><th>Diesel Euro 3 (g/km/véh)</th><th>Diesel Euro 4 (g/km/véh)</th><th>Parc tout Diesel (g/km/véh)</th></tr></thead><tbody><tr><td>NOx.</td><td></td><td>0,676</td><td>0,664</td><td>0,709</td><td>0,709</td><td>0,521</td><td>0,609</td></tr><tr><td>PM</td><td>/</td><td>0,092</td><td>0,100</td><td>0,076</td><td>0,036</td><td>0,039</td><td>0,044</td></tr><tr><td>PM hors éch.</td><td>/</td><td>0,054</td><td>0,054</td><td>0,054</td><td>0,054</td><td>0,054</td><td>0,054</td></tr><tr><td>COVNM</td><td>/</td><td>0,124</td><td>0,081</td><td>0,050</td><td>0,028</td><td>0,013</td><td>0,025</td></tr><tr><td rowspan="3">Dont</td><td>Benzène</td><td>71-43-2</td><td>0,002</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,000</td><td>0,000</td></tr><tr><td>Toluène</td><td>108-88-3</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td></tr><tr><td>Xylènes</td><td>1330-20-7</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td></tr><tr><td>SO<sub>2</sub></td><td>7446-09-5</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,001</td></tr><tr><td>NH<sub>3</sub></td><td>7664-41-7</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,037</td><td>0,001</td></tr><tr><td>Cadmium</td><td>7440-43-9</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td></tr><tr><td>Composition du parc</td><td>/</td><td>0,009</td><td>0,026</td><td>0,069</td><td>0,252</td><td>0,386</td><td>0,742</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Tableau 30 : Facteurs d'émissions unitaires de différentes substances pour des véhicules essence de norme Euro 0 à Euro 4.</caption><thead><tr><th>Emissions</th><th>Num. CAS</th><th>Essence<br/>Euro 0<br/>(g/km/véh)</th><th>Essence<br/>Euro 1<br/>(g/km/véh)</th><th>Essence<br/>Euro 2<br/>(g/km/véh)</th><th>Essence<br/>Euro 3<br/>(g/km/véh)</th><th>Essence<br/>Euro 4<br/>(g/km/véh)</th><th>Parc tout<br/>Essence<br/>(g/km/véh)</th></tr></thead><tbody><tr><td>NO<sub>x</sub></td><td></td><td>1,627</td><td>0,700</td><td>0,488</td><td>0,082</td><td>0,069</td><td>0,232</td></tr><tr><td>PM</td><td>/</td><td>0,004</td><td>0,003</td><td>0,004</td><td>0,002</td><td>0,001</td><td>0,002</td></tr><tr><td>PM hors éch.</td><td>/</td><td>0,054</td><td>0,054</td><td>0,054</td><td>0,054</td><td>0,054</td><td>0,054</td></tr><tr><td>COVNM</td><td>/</td><td>1,923</td><td>0,265</td><td>0,080</td><td>0,017</td><td>0,005</td><td>0,091</td></tr><tr><td rowspan="3">Dont</td><td>Benzène</td><td>71-43-2</td><td>0,087</td><td>0,037</td><td>0,011</td><td>0,002</td><td>0,001</td><td>0,008</td></tr><tr><td>Toluène</td><td>108-88-3</td><td>0,209</td><td>0,027</td><td>0,008</td><td>0,002</td><td>0,000</td><td>0,010</td></tr><tr><td>Xylènes</td><td>1330-20-7</td><td>0,1692</td><td>0,022</td><td>0,007</td><td>0,001</td><td>0,000</td><td>0,008</td></tr><tr><td>SO<sub>2</sub></td><td>7446-09-5</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,001</td><td>0,001</td></tr><tr><td>NH<sub>3</sub></td><td>7664-41-7</td><td>0,002</td><td>0,070</td><td>0,169</td><td>0,002</td><td>0,002</td><td>0,037</td></tr><tr><td>Cadmium</td><td>7440-43-9</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td></tr></tbody></table>

Le Tableau 31 présente le produit du facteur de toxicité (rapport de la gravité de l'effet sur la valeur toxicologique (VT) de la substance) et de l'émission de chaque polluant. L'indicateur est obtenu en réalisant la somme de ces composantes.

<table><caption>Tableau 31 : Facteurs de toxicité et composantes de l'indicateur attribuables à chaque polluant pour 1 véhicule.km.</caption><thead><tr><th>Polluants</th><th>Facteur de<br/>toxicité<br/>(gravité/VT)</th><th>Diesel<br/>Euro 0<br/>(m³/km)</th><th>Diesel<br/>Euro 1<br/>(m³/km)</th><th>Diesel<br/>Euro 2<br/>(m³/km)</th><th>Diesel<br/>Euro 3<br/>(m³/km)</th><th>Diesel<br/>Euro 4<br/>(m³/km)</th><th>Essence<br/>Euro 0<br/>(m³/km)</th><th>Essence<br/>Euro 1<br/>(m³/km)</th><th>Essence<br/>Euro 2<br/>(m³/km)</th><th>Essence<br/>Euro 3<br/>(m³/km)</th><th>Essence<br/>Euro 4<br/>(m³/km)</th><th>Emissions<br/>unitaires<br/>Parc réel<br/>(g/km/véh)</th></tr></thead><tbody><tr><td>NOx</td><td>0,25</td><td>0,17</td><td>0,17</td><td>0,18</td><td>0,18</td><td>0,13</td><td>0,41</td><td>0,18</td><td>0,12</td><td>0,02</td><td>0,02</td><td>0,511</td></tr><tr><td>PM</td><td>3402</td><td>313</td><td>341</td><td>259</td><td>124</td><td>133</td><td>15</td><td>10</td><td>13</td><td>6</td><td>2</td><td>0,033</td></tr><tr><td>PM hors<br/>éch.</td><td>/</td><td>/</td><td>/</td><td>/</td><td>/</td><td>/</td><td>/</td><td>/</td><td>/</td><td>/</td><td>/</td><td>0,054</td></tr><tr><td>COVNM</td><td>Gasoil : 140<br/>Essence : 83</td><td>17</td><td>11</td><td>7</td><td>4</td><td>2</td><td>160</td><td>22</td><td>7</td><td>1,4</td><td>0,4</td><td>0,042</td></tr><tr><td rowspan="3">Dont</td><td>Benzène</td><td>782</td><td>1,7</td><td>1,1</td><td>0,7</td><td>0,4</td><td>0,2</td><td>68,2</td><td>29,2</td><td>8,8</td><td>1,8</td><td>0,5</td><td>0,002</td></tr><tr><td>Toluène</td><td>0,33</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,07</td><td>0,01</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,003</td></tr><tr><td>Xylènes</td><td>0,1</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,002</td></tr><tr><td>SO<sub>2</sub></td><td>0,2</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,0</td><td>0,001</td></tr><tr><td>NH<sub>3</sub></td><td>0,14</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,00</td><td>0,010</td></tr><tr><td>Cadmium</td><td>422000</td><td>0,42</td><td>0,42</td><td>0,42</td><td>0,42</td><td>0,42</td><td>0,42</td><td>0,42</td><td>0,42</td><td>0,42</td><td>0,42</td><td>0,000</td></tr><tr><td>Tous<br/>polluants</td><td>/</td><td>331</td><td>354</td><td>267</td><td>128</td><td>135</td><td>175</td><td>33</td><td>21</td><td>8</td><td>3</td><td>/</td></tr><tr><td>Composition<br/>du parc</td><td>/</td><td>0,009</td><td>0,026</td><td>0,069</td><td>0,252</td><td>0,386</td><td>0,007</td><td>0,016</td><td>0,047</td><td>0,094</td><td>0,094</td><td>1</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Tableau 32 : Composition du parc et indicateur sanitaire par carburant et par norme (tracé Figure 14).</caption><thead><tr><th>Type véhicules</th><th>Composition du parc</th><th>Indicateur par véh.km</th><th>Différence / norme précédente</th></tr></thead><tbody><tr><td>Diesel Euro0</td><td>0,009</td><td><strong>331</strong></td><td>/</td></tr><tr><td>Diesel Euro1</td><td>0,026</td><td><strong>354</strong></td><td>+ 7%</td></tr><tr><td>Diesel Euro2</td><td>0,069</td><td><strong>267</strong></td><td>- 25%</td></tr><tr><td>Diesel Euro3</td><td>0,252</td><td><strong>128</strong></td><td>- 52%</td></tr><tr><td>Diesel Euro4</td><td>0,386</td><td><strong>135</strong></td><td>+ 5%</td></tr><tr><td>Parc tout Diesel</td><td>0,742</td><td><strong>155</strong></td><td>/</td></tr><tr><td>Essence Euro0</td><td>0,007</td><td><strong>175</strong></td><td>/</td></tr><tr><td>Essence Euro1</td><td>0,016</td><td><strong>33</strong></td><td>- 81%</td></tr><tr><td>Essence Euro2</td><td>0,047</td><td><strong>21</strong></td><td>- 36%</td></tr><tr><td>Essence Euro3</td><td>0,094</td><td><strong>8</strong></td><td>- 62%</td></tr><tr><td>Essence Euro4</td><td>0,094</td><td><strong>3</strong></td><td>- 63%</td></tr><tr><td>Parc tout Essence</td><td>0,258</td><td><strong>14</strong></td><td>/</td></tr><tr><td><strong>Total</strong></td><td><strong>1,000</strong></td><td><strong>118</strong></td><td>/</td></tr></tbody></table>

Le mélange d'émissions des voitures à essence semble nettement moins toxique que celui des véhicules diesel. Les résultats de l'indicateur sont cohérents avec les normes de plus en plus strictes. Les différences entre les résultats de l'indicateur pour les normes diesel Euro 3 et diesel Euro 4 peuvent être considérées comme non significatives. Mais l'indicateur montre que les normes Euro 1 et Euro 4 n'ont pas eu d'impact positif sur la santé par rapport aux norme antérieures.

<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>Figure 14 : Comparaison de l'impact sanitaire (IISCEP) par km parcouru des véhicules particuliers essence et diesel du trafic français 2009 selon leur norme d'émission Euro 0 à Euro 4.</figcaption></figure>
<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>Figure 15 : Indicateur sanitaire par carburant et par norme d'émission et part attribuable aux particules et aux COVNM, pour 1 km parcouru par un véhicule moyen</figcaption></figure>

Le résultat de l'indicateur est principalement lié aux émissions de deux substances, les particules fines et les COVNM, comme le montre la Figure 15 présentant les résultats et la part de ces substances dans ceux-ci.

Les particules fines constituent la composante principale de l'indicateur pour les véhicules diesel, alors qu'il s'agit des COVNM pour les émissions des véhicules essence. La prédominance des particules dans l'indicateur total pose la question d'un éventuel biais. En effet, ceci reflète-t-il la réalité ou s'agit-il d'un problème dans le calcul du facteur de toxicité. Ce résultat ne semble cependant pas incohérent car les données sources montrent que les émissions de particules fines sont parmi les plus importantes en masse et la toxicité des particules se classe parmi les plus fortes (cancérogénicité et facteur de toxicité d'un ordre de grandeur de $10^3$). Cependant, le résultat pourrait être différent si l'on disposait de données pour d'autres substances ou catégories de substances toxiques, par exemple les HAP.

La valeur de l'indicateur paraît très sensible au choix de la valeur du facteur de toxicité. En effet, nous avons obtenu des résultats très variables pour les véhicules essence (surtout Euro 0) lors d'essais sur le facteur de toxicité des COVNM. Or des hypothèses importantes ont été posées pour appliquer certains de ces facteurs (COVNM, particules fines pour les
véhicules essence...). Une évaluation de la sensibilité de l'indicateur à ce paramètre est
réalisée au paragraphe 6.3.1.

Il faut s'interroger sur les incertitudes sur les données d'entrée et les conséquences en
termes d'incertitude totale et de fiabilité de l'indicateur. Malheureusement, les incertitudes
sont inconnues dans notre situation. On estime que les incertitudes entourant les émissions
unitaires sont a minima de l'ordre de 10 à 30 % selon les substances. Pour la gravité, les
catégories et les valeurs correspondantes ont été élaborées sur la base d'un consensus
d'experts, mais ne reposent pas sur des informations quantitatives et l'incertitude sur ces
informations est donc très importante. L'incertitude sur les VTR n'est pas négligeable non
plus : il s'agit de valeurs généralement obtenues par expérimentation animale et corrigées
d'un facteur de sécurité. L'incertitude sur l'indicateur doit donc être importante. Une
différence de valeur de faible amplitude ne sera pas significative.

L'interprétation de l'indice pollution-population (IPP) soulève des questions identiques. L'annexe technique à la note méthodologique (CERTU/SETRA/ADEME, 2001) indique qu'il n'est possible de conclure sur les impacts sur la santé qu'en cas de grande différente (> 20 et 30 %) entre les indicateurs de plusieurs situations. En deçà, ils considèrent que les bilans santé sont équivalents dans les différentes situations.

Poser une telle limite permet d'aider l'interprétation des résultats en prenant en compte une
incertitude globale. L'ordre de grandeur de 20 à 30 % utilisé pour l'IPP n'étant pas justifié et
nous paraissant élevé, nous considérerons que la différence entre les indicateurs est
significative dès 5 à 10%. Cette limite peut être adaptée à l'application de l'IISCEP : elle sera
plus élevée dans les situations où l'incertitude est plus forte (par exemple en comparant des
villes) que dans celles où les incertitudes sont mieux connues ou plus faibles (par exemple en
comparant deux motorisations). Dans tous les cas, il est impossible de conclure pour des
différences inférieures à 5%.

La Figure 16 présente l'évolution des émissions de NOx, de particules fines (à l'échappement et hors échappement), d'hydrocarbures, de SO2 et de NH3, et l'évolution de l'indicateur IISCEP selon les normes d'émission. Les émissions des différents polluants ne varient pas de la même manière selon les normes. Par exemple, entre les normes Euro 2 et 3, les émissions de NOx sont quasiment identiques alors que celles des particules fines par échappement diminuent, ainsi que la valeur de l'indicateur sanitaire. L'IISCEP permet de synthétiser des informations potentiellement contradictoires en un seul score, reflet de l'évolution globale des émissions.
<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>Figure 16 : Comparaison de l'évolution des émissions de 6 polluants par les véhicules diesel pour les normes Euro 0 à Euro 4 et de l'évolution de l'indicateur IISCEP pour ces mêmes véhicules.</figcaption></figure>

Les données d'entrée de cet exemple ne sont pas suffisamment complètes et solides pour assurer la stricte validité de cette application. Celle-ci indique que, globalement, les émissions des véhicules essence sont potentiellement moins néfastes pour la santé que les émissions des véhicules diesel. Leur toxicité supérieure est liée aux émissions de particules fines. Pour améliorer la fiabilité de ceci, il faudrait notamment que plus de polluants toxiques soient pris en compte.

Cet exemple illustre l'intérêt principal de l'indicateur : il permet d'obtenir un résultat unique faisant la synthèse d'une situation compliquée. En effet, l'indicateur reflète l'ensemble des évolutions des émissions, spécifiques à chaque polluant.

## 6.2. Évaluation du plan de déplacement urbain de Nantes Métropole

Les précédents chapitres de ce rapport relatent la construction d'un indicateur qui devait permettre d'évaluer et de comparer les impacts sur la santé de différents scénarios, à partir des émissions des véhicules. Cet indicateur est appliqué au cas du plan de déplacement urbain de Nantes Métropole.

Son application contribuera à répondre à une question fondamentale, à savoir si les PDU ont en eux-mêmes un impact quantifiable sur la santé de la population, via une amélioration de la qualité de l'air. Cet effet se base sur la supposition d'une baisse des émissions des véhicules grâce à une diminution du trafic en centre ville, qui permettrait une amélioration de la qualité de l'air. Cette amélioration permettrait de diminuer l'impact sanitaire de la