Ozone et qualité de l’air intérieur : interactions avec les produits de construction et de décoration

 Impact sanitaire de l’ozone

AFFECTATIONS ET PATHOLOGIES

Une exposition à l’ozone est associée à différents symptômes tels que des affections respiratoires, une diminution de l’activité pulmonaire, des infections et des dommages des voies aériennes, une limitation des performances sportives [Frampton et al., 1999a ; 1999b] ainsi que des irritations oculaires. De plus, l’ozone augmente la réaction inflammatoire des bronches et aggrave la maladie asthmatique [WHO, 2000]. De par sa grande solubilité dans les solutions aqueuses, l’ozone est capable d’affecter toutes les voies respiratoires notamment par sa capacité à se solubiliser dans le fluide épithélial et à réagir avec les acides gras de la membrane apicale des cellules [Leikauf et al., 1993 ; 1995 ; Pryor, 1992 ; Pryor et al., 1995]. Les produits de réactions issus de l’ozonolyse de ces acides gras insaturés comprennent des aldéhydes, qui sont suffisamment stables pour être isolés et quantifiés dans le fluide épithélial après lavage du compartiment alvéolaire pulmonaire et sont ainsi utilisés comme marqueurs de la réactivité de l’ozone [Frampton et al., 1999a ; 1999b]. Concernant l’impact de l’ozone sur la santé, il existe des populations sensibles ou à risque : les enfants du fait de l’immaturité de leurs voies respiratoires et de leurs défenses immunitaires, les personnes atteintes de maladies respiratoires ou cardiovasculaires et notamment les personnes âgées, et enfin les personnes pratiquant une activité sportive en période de pic de pollution photochimique à l’ozone, augmentant leur ventilation respiratoire. De nombreuses études épidémiologiques ont mis en évidence une association entre une exposition à court terme à l’ozone et la survenue d’affections cardiovasculaires .Des travaux plus récents menés par l’INSERM [Ruidavets et al., 2005] ont révélé un lien entre une exposition à l’ozone et la survenue du cancer du myocarde. Durant cette étude sur l’ensemble de la population toulousaine âgée de 35 à 64 ans, une augmentation de 5% des risques de développement d’un épisode coronaire aigu pour une augmentation de 5 µg·m-3 de la concentration d’ozone mesurée la veille a été observée. Des effets pathologiques et physiologiques de l’ozone sur le système respiratoire et leurs relations avec la dose et la durée d’exposition ont été observés lors d’expérimentations animales et humaines. Une synthèse réalisée par Frampton et al. [1999a] et présentée en Annexe 2 reprend plusieurs de ces travaux.

POLLUTION ATMOSPHERIQUE ET MORTALITE

L’évaluation de l’impact de la pollution atmosphérique dans les épidémies de décès observés en période de vague de chaleur utilise généralement comme traceurs de cette pollution les particules inférieures à 10 µm (PM10) et l’ozone, pour lequel une relation causale entre l’exposition et des effets néfastes pour la santé a été observée lors de nombreuses études épidémiologiques. Plusieurs travaux ont montré l’existence d’une corrélation entre l’augmentation du taux de mortalité et celle du niveau d’ozone extérieur. Des taux de mortalité supérieurs de 0,39%, 0,41% et 0,66% ont été enregistrés pour une augmentation de 20 µg·m-3 de la concentration horaire d’ozone 2 [Gryparis et al., 2004 ; Ito et al., 2005 ; Levy et al., 2005] tandis qu’une augmentation de 50 µg·m-3 a conduit à une mortalité 4% plus importante [Parodi et al., 2005]. Pour une concentration journalière supérieure de 20 µg·m-3, l’augmentation de risques a atteint 0,87% [Bell et al., 2005]. Chapitre I : Ozone et qualité de l’air intérieur – 18 – En France, suite aux records de température enregistrés en 2003, la question de la contribution de la pollution atmosphérique en général et de l’ozone en particulier sur l’impact sanitaire de cette vague de chaleur s’est posée. L’ozone a été choisi comme indicateur de cette pollution atmosphérique importante, de par les forts niveaux de concentrations observés. Pour les neuf grandes villes considérées, une augmentation de 10 µg·m-3 d’ozone durant cette période caniculaire a conduit à un excès significatif du risque de mortalité combiné (température et ozone) estimé à 1,01%. Une hétérogénéité des excès de risque locaux a été observée entre les différentes villes, Figure I-2. Sur la période de plus forte chaleur, la première quinzaine d’août, l’impact combiné de la température et de l’ozone a conduit à des excès de mortalité variant entre 10,6% (Le Havre) et 174,7% (Paris). Dans les villes où les fortes températures semblent avoir eu un effet persistant à court terme, comme Paris et Lyon, l’excès de mortalité est apparu comme majoritairement lié à l’effet de chaleur. Pour un excès de mortalité plus modéré, les contributions individuelles de la température et de l’ozone sont apparues plus variables. Le risque lié à l’ozone seul a été supérieur de 2,5% à Bordeaux et de 85,3% à Toulouse [Filleul et al., 2006]. Figure I-2 : Excès de risque liés à l’ozone et à la température durant la canicule (population tous âges) A partir des excès de risque déterminés les trois années précédentes, le nombre de décès anticipés attribuables à l’exposition à l’ozone durant l’essentiel la vague de chaleur (première quinzaine d’août) a été estimé. Les résultats sont présentés dans le Tableau I-1 pour neuf grandes villes françaises [Cassadou et al., 2004]. L’impact le plus fort a été observé à Toulouse avec un taux de décès anticipés de près de 6 pour 100 000 habitants. L’impact sanitaire de cette vague de chaleur et notamment de la première quinzaine d’août a reproduit ces observations concernant les excès de risques. Sur l’ensemble des neuf villes, par rapport aux trois années précédentes, 379 décès anticipés ont été imputables aux niveaux d’ozone élevés [Cassadou et al., 2004] – Tableau I-1 : Nombre et taux de décès anticipés attribuables à l’ozone durant la canicule (population tous âges) Villes Nombre de décès Taux pour 100 000 habitants Bordeaux 12 2,0 Le Havre 6 2,3 Lille 25 2,3 Lyon 7 0,9 Marseille 24 2,8 Paris 228 3,7 Rouen 20 4,6 Strasbourg 19 4,2 Toulouse 38 5,5 Des évaluations de l’impact de la pollution atmosphérique sur l’excès de mortalité durant cette période de canicule ont également été réalisées dans d’autres pays en Europe, avec les PM10 et l’ozone comme indicateurs de pollution atmosphérique. Aux Pays-Bas, un excès de 1000 et 1400 décès a été estimé résultant des fortes température de cette période particulière de l’année 2003. En considérant les deux indicateurs retenus (ozone et PM10), un excès de 400 à 600 décès a été calculé [Fischer et al., 2004]. L’augmentation de mortalité en Grande-Bretagne liée aux même facteurs a été estimée entre 423 et 769 décès, soit près de 21 à 38% du nombre total de décès durant la canicule [Stedman, 2004]. 

Etat de la pollution par l’ozone en France

LEGISLATION

L’ozone fait partie des polluants surveillés par les 40 associations agréées de surveillance de la qualité de l’air (AASQA) présentes en France, et pour lesquels il existe des seuils d’information et d’alerte destinés à la protection de la santé publique. La législation en vigueur dans l’air ambiant est régie par la directive 92/72/CEE du Parlement européen et du Conseil adoptée en 1992 et complétée par la directive 2002/3/CE du 12 février 2002 [CE, 2002]. Ces textes européens sont transposés en France par les décrets n° 2002-213 du 15 février 2002 et n° 2003-1085 du 12 novembre 2003, modifiant le décret n° 98-360 du 6 mai 1998 et relatifs à la surveillance de la qualité de l’air et de ses effets sur la santé et sur l’environnement, aux objectifs de qualité de l’air, aux seuils d’alerte et aux valeurs limites. Les différents seuils mentionnés pour l’ozone dans ces textes sont présentés dans le Tableau I-2. Tableau I-2 : Seuils d’exposition à l’ozone (Décrets n° 2002-213 et n° 2003-1085) Seuils de protection de la végétation¤ Moyenne sur 24 h = 65 µg·m-3 & Moyenne horaire = 200 µg·m-3 Seuils de protection de la santé¤ Moyenne sur 8h = 110 µg·m-3 Seuil d’information Moyenne horaire = 180 µg·m-3 Seuil d’alerte c Moyenne horaire > 240 µg·m-3 (3h) d Moyenne horaire > 300 µg·m-3 (3h) e Moyenne horaire = 360 µg·m-3 ¤ : Objectifs qualité Le décret de 2003 énonce désormais trois seuils d’alerte. Le seuil jusqu’alors en vigueur est redéfinit en troisième seuil d’alerte, représentant une exposition horaire maximale à l’ozone. Deux niveaux d’alerte sont ajoutés à la réglementation pour des niveaux d’exposition à l’ozone sur 3 heures. 

. EVOLUTION DE LA CONCENTRATION D’OZONE

Au cours d’une même année, les concentrations moyennes d’ozone varient et les niveaux les plus importants sont observés durant les mois d’avril à août [AIRPARIF, 2005]. La Figure I-3a illustre les variations des niveaux mensuels de concentrations d’ozone ambiant observés en 2002 pour l’agglomération parisienne. 0 20 40 60 80 janv févr mars avr mai juin juil août sept oct nov déc concentration ozone (µg.m-3) 0 10 20 30 40 50 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 concentration ozone (µg.m-3) Figure I-3 : Evolution des concentrations a) mensuelles et b) annuelles d’ozone sur l’agglomération parisienne [AIRPARIF, 2005] Depuis ces quinze dernières années, le niveau annuel moyen d’ozone a augmenté régulièrement et la présence d’accidents météorologiques, notamment de fortes températures, a été observée en 1999 et 2003. En 2005, la concentration moyenne annuelle d’ozone a été près de deux fois plus élevée qu’en 1992. Cette hausse a également été constatée sur l’ensemble de l’Hémisphère Nord. La Figure I-3b présente l’évolution de la concentration d’ozone pour la région Ile-de-France. L’évolution horaire de la concentration d’ozone au cours d’une journée estivale type est présentée sur la Figure I-4. 0 50 100 150 200 0:00 4:00 8:00 12:00 16:00 20:00 0:00 concentration ozone (µg.m-3) Figure I-4 : Evolution de la concentration horaire d’ozone le 29 juillet 2004  Les données sont extraites des campagnes de mesure estivales conduites dans la maison expérimentale du CSTB, sur le site de Champs-sur-Marne. Les concentrations maximales d’ozone sont observées entre 14 htu et 18 htu, soit entre 16 h et 20 h en heure réelle. 

SITUATIONS EXTREMES

La France a connu des niveaux de pollution photochimique particulièrement élevés durant l’été 2003 du fait de conditions climatiques et de températures exceptionnelles. La Figure I-5 présente le nombre de jours où le seuil d’information de la population et le premier seuil d’alerte relatif à l’exposition à l’ozone ont été dépassés pour l’été 2003, ainsi que la valeur maximale d’ozone enregistrée [Elichegaray et al., 2003]. La région Provence – Alpes – Côtes d’Azur a été la région la plus touchée avec 78 jours de dépassement du seuil d’information et 8 jours de dépassement du 1er seuil d’alerte. Cette région a également enregistré la concentration maximale mesurée en 2003 avec 417 µg·m-3. Pour la région Île-de-France, 26 jours de dépassement du seuil d’information et 6 jours du dépassement du 1er seuil d’alerte ont été enregistrés cette même année. Figure I-5 : Bilan régional des épisodes d’ozone durant l’été 2003 [Elichegaray et al., 2003] 306 44 Nombre de jours > 180 µg.m-3 Concentration horaire maximale (µg/m3) 1 Nombre de jours > 240 µg.m-3.3 h-1 306 44 Nombre de jours > 180 µg.m-3 Concentration horaire maximale (µg/m3) 1 Nombre de jours > 240 µg.m-3.3 h-1 Chapitre I : Ozone et qualité de l’air intérieur 

Origines de l’ozone dans les environnements intérieurs

L’ozone retrouvé à l’intérieur des bâtiments peut avoir une origine endogène ou endogène. La source interne d’ozone est liée aux équipements domestiques présents dans l’environnement considéré. De plus, l’ozone peut également provenir d’un transfert depuis l’air extérieur. 

Sources fixes de production

Deux modes de production d’ozone sont à distinguer : les purificateurs et ionisateurs d’air et les équipements utilisant des rayonnements UV.

PURIFICATEURS ET IONISATEURS D’AIR

Les purificateurs et ionisateurs d’air produisent de l’ozone directement ou indirectement lors de leur processus de purification de l’air. Lors de ses travaux, Allen a mis en évidence une production d’ozone par trois des neuf purificateurs d’air électrostatiques testés, les quantités d’ozone générées variant de 171 à 546 µg·min-1 [Allen et al., 1978]. Des mesures d’émissions sur des purificateurs d’air par ionisation ont révélé une production d’ozone pour cinq appareils sur les vingt-sept testés [Niu et al., 2001]. Les taux d’émission calculés s’étendaient de 56 à 2757 µg·h-1 pour les appareils étudiés, avec des concentrations maximales d’ozone mesurées dans la chambre d’essai de 20 à 480 µg·m-3. Une étude plus récente [Tung. et al., 2005] a montré des taux émissions d’ozone de 165 à 2184 µg·h-1 pour trois purificateurs d’air. Enfin, une augmentation de 16 à 18 µg·m-3 de la concentration d’ozone a été mesurée dans des pièces dotées de purificateurs d’air électronique [Bowser et Fugler, 2002]. L’utilisation de ce type d’appareil est encore peu répandue en France. Un avis du Conseil Supérieur d’Hygiène Publique de France du 25 novembre 1992 repris dans un avis du 5 mars 2002 et relatif à l’utilisation d’appareils dits épurateur d’air autonomes vis-à-vis des risques infectieux et allergiques pour lesquels le Conseil Supérieur estimait que « des effets nocifs potentiels étaient à craindre en cas d’émission d’ozone ». Au contraire de la France, les épurateurs d’air sont fréquemment rencontrés sur le continent nord américain, que ce soit dans les habitations, les bureaux, les écoles ou les centres commerciaux. Depuis 1999, le Canada met en garde ses habitants contre les purificateurs d’air produisant de l’ozone et publie une liste des appareils à proscrire pour un usage domestique [Santé Canada, 1999].

UTILISATION DE RAYONNEMENTS UV

La production d’ozone peut également résulter de l’utilisation de rayonnements UV ou laser, de décharges électrostatiques ou de hautes tensions électriques. La production d’ozone est alors conditionnée par la puissance du voltage traversant l’arc électrique. Une influence de la température a également été observée [Hansen et Andersen, 1986]. Les équipements en cause sont les photocopieuses et les imprimantes [Leovic et al., 1996 ; 1998 ; Lee et al., 2001 ; Rockstroh et al., 2003]. Lors des travaux de Allen précédemment cités [Allen et al., 1978] deux photocopieurs ont également été testés et les quantités d’ozone générées varient de 48 à 158 µg/copie. L’émission d’ozone se produit pendant le temps de fonctionnement de l’appareil et subit l’influence de la température et de la puissance électrique de l’appareil. Une étude sur les émissions des photocopieurs a montré que la quantité d’ozone rejetée augmente entre les périodes de maintenance [Leovic et al., 1996]. Les émissions d’ozone de cinq photocopieurs ont été étudiées : avant maintenance la quantité d’ozone varie entre 16 à 131 µg/copie contre 1 à 4 µg/copie juste après. Le taux d’émission moyen des appareils s’étendent de 1,3 à 7,9 mg·h-1. Chapitre I : Ozone et qualité de l’air intérieur – 23 – Les émissions de plusieurs types d’imprimantes ont également fait l’objet d’une étude [Lee et al., 2001]. L’utilisation de deux modèles laser a entraîné la production de 1,00 et 1,20 µg/copie tandis que les deux modèles à jet d’encre ainsi que le modèle multifonctions (imprimante + scanner + fax) ont conduit à des émissions d’ozone de 0,05 µg/copie. Les émissions relativement faibles d’ozone s’expliquent par l’utilisation de toner neufs pour chaque essai. Depuis peu, les fabricants ajoutent des systèmes de filtration comme du charbon actif pour réduire la quantité d’ozone émise.

Transfert depuis l’air extérieur

En l’absence de sources fixes de production dans les environnements intérieurs, l’ozone rencontré à l’intérieur des locaux provient principalement d’un transfert de l’air extérieur. 

NIVEAU D’OZONE A L’INTERIEUR

La concentration d’ozone retrouvée à l’intérieur va dépendre de la concentration d’ozone dans l’air ambiant et des conditions de ventilation. A l’extérieur, la concentration d’ozone est fonction des conditions climatiques telles que la température, le soleil et le vent, et des paramètres géographiques. En ce qui concerne les conditions de ventilation, elles sont déterminées par le système présent et le taux de renouvellement d’air appliqué, ainsi que par la perméabilité du bâtiment. L’évolution de la concentration d’ozone à l’intérieur va donc suivre celle de la concentration extérieure, avec parfois un décalage lié aux conditions de ventilation [Weschler, 2006]. Les concentrations d’ozone retrouvées à l’intérieur des bâtiments, ne possédant pas d’équipements spécifiques pouvant en produire, sont nettement inférieures aux concentrations extérieures et témoignent ainsi de l’existence de puits d’ozone à l’intérieur [Weschler, 2006]. 

RATIO DES CONCENTRATIONS D’OZONE

Lors d’études portant sur les relations entre la pollution extérieure et la pollution intérieure, il est d’usage de déterminer des ratios de concentrations de polluants sur une période mesure. Pour des entrées d’air (bouche d’aération par exemple) d’une hauteur supérieure à 1 mm, la pénétration de l’ozone est considérée complète si la probabilité des réactions surfaces – ozone est inférieure à 10-5 [Liu et Nazaroff, 2001]. Ainsi, la mesure du ratio de la concentration intérieure d’ozone sur la concentration extérieure, appelé ratio I/E, constitue un indicateur de la réactivité de l’ozone dans les environnements intérieurs. ( ) ozone ext int ozone C  Les rapports journaliers du ratio I/E de l’ozone ont été mesurés lors de nombreuses études et des valeurs variant de 0,2 à 0,7 sont généralement observées [Weschler, 2000]. Le Tableau I-3 présente des exemples de mesures de ratio I/E de l’ozone.