Exposition aux agents chimiques et physiques

2008

52-

Données d’expositions dans l’environnement général

Données relatives aux principaux polluants atmosphériques faisant l’objet d’une réglementation

Dioxyde de soufre (SO₂)

Le SO₂ est surtout issu de la combustion de matières fossiles contenant du soufre (charbon, fuel, gazole) et, dans une moindre mesure, de la production industrielle. Les concentrations moyennes annuelles de SO₂ ont fortement diminué, au rythme d’environ 10 % par an depuis cinq ans : alors qu’elles avoisinaient 30 μg/m³ en 1988, elles atteignent aujourd’hui un plancher de 5 μg/m³ dans l’ensemble des agglomérations françaises (source Ademe, Département surveillance de la qualité de l’air ; figure 52.1).

Figure 52.1 Concentrations moyennes annuelles de SO2 en France (1988-2003) (source : Ademe, BDQA-Ifen)

Figure 52.1

Figure 52.1 Concentrations moyennes annuelles de SO2 en France (1988-2003) (source : Ademe, BDQA-Ifen)

Particules (PM₁₀)

Si elles ont diminué entre 1996 (date du début de leur surveillance) et 1999, les concentrations moyennes annuelles de PM₁₀ (actuellement autour de 20 μg/m³) ne présentent pas de tendance nette à la baisse depuis cette date, malgré la réduction des émissions dans la plupart des secteurs (figure 52.2). En 2005, les valeurs limites en moyenne annuelle et journalière ont été dépassées sur quelques sites industriels (en Lorraine, près de Nice et en Auvergne) et sur des stations de proximité au trafic (à Paris, Lyon, Marseille, Grenoble, Toulon et Valenciennes) (Source Ademe, Département surveillance de la qualité de l’air).

Figure 52.2 Concentrations moyennes annuelles de PM10 en France (1999-2003) (source : Ademe, BDQA-Ifen)

Figure 52.2

Figure 52.2 Concentrations moyennes annuelles de PM10 en France (1999-2003) (source : Ademe, BDQA-Ifen)

En 2003, l’Ademe a fait réaliser une étude sur l’exposition de la population urbaine métropolitaine aux PM₁₀ et au NO₂ (Convention n° 0362C0053 Géovariances). À l’aide de la BDQA et d’outils géostatistiques en excluant les zones les plus rurales (soit 24,4 % de la population), on observe en 2000 que seuls 5 millions d’habitants (sur 58 millions) sont exposés à des concentrations annuelles supérieures à 25 μg/m³ (mais toujours inférieures à 40 μg/m³) (tableau 52.I).

Tableau 52.I Population (en millions de personnes) exposée aux PM₁₀ par classes de concentration annuelle en 2000

Dioxyde d’azote (NO₂)

Les moyennes annuelles des concentrations de NO₂ ont tendance à baisser depuis 1991, sur les sites urbains et périurbains (baisse de 40 % sur 12 ans et de 17 % sur les six dernières années, les valeurs actuelles se situant au-dessous de 25 μg/m³), sans doute à la faveur des évolutions technologiques et du développement des pots catalytiques. Toutefois, compte tenu de la forte augmentation du parc et du trafic automobiles, le phénomène est moins évident à proximité des sites de trafic routier et la valeur limite de 50 μg/m³ de NO₂ en moyenne annuelle n’est pas respectée sur les stations situées sous l’influence de la circulation automobile dans les agglomérations suivantes : Paris, Lyon, Grenoble, Marseille, Montpellier, Nice, Antibes, Rouen, Toulon, Toulouse et Strasbourg (Source Ademe, Département surveillance de la qualité de l’air ; figure 52.3).

D’après l’étude commandée par l’Ademe et mentionnée ci-dessus, il apparaît en 2000 que près de la moitié de la population est soumise à une concentration annuelle de NO₂ comprise entre 15 et 25 μg/m³ (tableau 52.II).

Figure 52.3 Concentrations moyennes annuelles de NO2 en France (1991-2003) (source : Ademe, BDQA-Ifen)

Figure 52.3

Figure 52.3 Concentrations moyennes annuelles de NO2 en France (1991-2003) (source : Ademe, BDQA-Ifen)

Tableau 52.II Population (en millions de personnes) exposée au NO₂ par classes de concentration annuelle en 2000

Ozone (O₃)

Les concentrations moyennes enregistrées varient d’une année à l’autre, en fonction des conditions météorologiques. Les teneurs les plus élevées s’observent en été, en raison d’un ensoleillement plus intense. Ainsi, les conditions climatiques exceptionnelles rencontrées en 2003 ont conduit à des niveaux de pollution photochimique particulièrement élevés, jamais relevés depuis 1991, date de généralisation des mesures d’ozone à l’ensemble du territoire (figure 52.4). Par ailleurs, au centre des villes, l’ozone est détruit par le monoxyde d’azote émis par le trafic routier, d’où des concentrations d’ozone moindres par rapport à celles mesurées dans les zones périurbaines ou rurales, sous le vent des agglomérations.

Figure 52.4 Concentrations moyennes annuelles d’ozone en France (1991-2003) (source : Ademe, BDQA-Ifen)

Figure 52.4

Figure 52.4 Concentrations moyennes annuelles d’ozone en France (1991-2003) (source : Ademe, BDQA-Ifen)

Benzène

Plomb

Données relatives aux métalloïdes et métaux lourds

Arsenic

L’arsenic (As) est un métalloïde qui se trouve en proportion variable du fond géochimique. On peut le retrouver dans les sols, l’eau, l’air et les aliments. L’arsenic existe sous forme de composés organiques et inorganiques (tableau 52.III). L’As organique est considéré comme virtuellement non toxique par l’European Food Safety Authority (European Food Safety Authority-Scientific Panel on Contaminants in the Food Chain, 2005).

Tableau 52.III Principaux composés arséniés présents dans l’environnement (International Programme on Chemical Safety, IPCS, 2001)

Les expositions à l’arsenic s’effectuent essentiellement par deux voies, l’ingestion d’eau de boisson et des aliments. Dans l’air, les concentrations d’As mesurées entre les années 1970 et 1990 en divers points du globe à distance de sites industriels étaient en moyenne de 1 à 4 ng/m³ (International Programme on Chemical Safety, IPCS, 2001). En France, les mesures effectuées par l’Ademe en 2000 dans 5 villes (Ademe, Département de surveillance de la Qualité de l’air, communication personnelle) montrent que les concentrations moyennes dans l’air urbain varient peu d’une ville à l’autre (0,5-0,7 ng/m³). La voie cutanée est considérée comme négligeable. Dans l’air et l’eau, l’As est principalement sous forme inorganique (Asi : N° CAS 7440-38-2).

Le tableau 52.IV présente les données disponibles sur les concentrations d’As dans l’eau de distribution en France.

Tableau 52.IV Concentrations d’As dans l’eau de distribution de deux départements français (d’après Institut de veille sanitaire, 2002)

Dans les produits de la mer, l’As est à 90 % en masse sous forme organique (arsénobétaïne et arsénocholine), considérés comme non toxiques aux niveaux possibles d’exposition (European Food Safety Authority-Scientific Panel on Contaminants in the Food Chain, 2005). L’apport alimentaire moyen d’As total a été estimé à 109 g/jour/personne dans une étude de repas dupliqués échantillonnés en restauration collective en 1998-1999, ce qui représente une très vraisemblable surestimation car les mesures inférieures au seuil de quantification ont été notées comme égales à ce seuil. Les méthodes analytiques utilisées ne permettaient pas de faire la différence entre As organique et inorganique (Leblanc et coll., 2000). Les auteurs estiment cependant l’apport alimentaire quotidien d’As à 11 μg/j.

Résider à proximité d’une fonderie de métaux non ferreux, de cuivre notamment, émettrice de polluants gazeux et métalliques divers dont l’As (Besso et coll., 2003) constitue un cas particulier d’exposition en population générale. La voie d’exposition pourrait être ici l’inhalation. Résider dans une zone minière riche en As peut aussi être l’occasion d’une exposition d’origine industrielle qui vient s’ajouter à la très probable exposition naturelle liée à la richesse en As des sols de la zone (Dondon et coll., 2005).

Béryllium

L’exposition du public serait le fait du contenu en Be de matrices environnementales contaminées plus par le bruit de fond géochimique que par des activités anthropiques (poussières de sols ou volcans aéroportées) et dont le niveau serait bien plus élevé que celui dû aux activités manufacturières utilisant le Be (Willis et Florig, 2002). Le Circ (IARC, International Agency for Research on Cancer, 1997) considère pour sa part que l’essentiel des expositions en population générale provient de la combustion du charbon.

Nickel

Le nickel (Ni), métal présent dans le fond géochimique, extrait de minerais, est très largement employé en alliages et en traitements de surface d’un grand nombre d’objets avec lesquels le contact est quotidien (pièces de monnaie, robinetterie par exemple). Dans l’industrie, on peut trouver le Ni sous forme de sels solubles (chlorures et sulfates) dans les raffineries où il peut co-exister avec des formes insolubles (Andersen et coll., 1998). Les estimations d’expositions par voie alimentaire en France sont à 92 μg/j en moyenne (percentile 95 : 157) pour les enfants de 3 à 14 ans, similaires à celle des adultes (94 et 149, respectivement) (Leblanc et coll., 2005). Il ne semble pas exister de données dans la littérature ouverte sur le contenu en Ni des eaux d’alimentation. La biodisponibilité du Ni alimentaire est faible (moins de 1 %, la plus élevée pour les composés les plus solubles), mais plus élevée à partir de l’eau (jusqu’à 25 %) (Baars et coll., 2001). Il est à noter que le Ni est considéré comme un micronutriment essentiel dans l’espèce humaine, les besoins sont estimés à 75 μg/j chez l’adulte. La cuisson des aliments dans de l’acier inox serait une source non négligeable des apports de l’alimentation (CNRS-CNERNA, 2001).

Les concentrations environnementales de Ni dans l’air en France sont vagues. L’Ademe (Département de surveillance de la qualité de l’air, communication personnelle) fait état des résultats de mesures dans cinq villes pour l’année 2000. Les valeurs moyennes varient entre 4 et 8 ng/m³ (2 ng Ni/m³ aux États-Unis selon l’Agence américaine de protection de l’environnement ; US-EPA, 2003).

Une étude mentionne des niveaux cutanés de Ni relativement importants ayant pour origine les pièces de 1 et 2 €, dus à des effets galvaniques d’alliages en contact avec la sueur (Nestle et coll., 2002). Il semble que certaines formes de Ni puissent avoir un passage transdermique non négligeable (Baars et coll., 2001).

Chrome

Le chrome (Cr), présent dans la croûte terrestre, est utilisé depuis au moins un siècle dans diverses technologies et industries, en tant que pigment et dans les tanneries d’abord, puis en alliages et en revêtement de surface. Il n’existe pas de sites miniers en France. Il peut se présenter sous différents états d’oxydation, le Cr III, le plus stable, étant considéré comme essentiellement non toxique (et non cancérogène) et de surcroît un oligo-élément essentiel pour le métabolisme du sucre (Vincent, 2004). C’est le Cr VI, oxydant puissant, qui est classé comme cancérogène humain certain par le Circ (IARC, 1997). Le Cr se retrouve dans l’air, dans l’eau et les aliments. L’exposition alimentaire au Cr (tous états confondus) est estimée à 77 μg/j en moyenne (percentile 95 : 117) pour les adultes et à 68 μg/j en moyenne pour les enfants de 3 à 14 ans (percentile 95 : 111) (Leblanc et coll., 2005). Il ne semble pas exister de données françaises accessibles pour les expositions par l’eau. L’Ineris4

http://www.ineris.fr

indique que les concentrations dans l’air sont inférieures à 10 ng/m³. Il semble que le Cr exerce son action cancérogène au contact et non à distance. Pour le cancer du poumon, l’inhalation serait donc la voie d’exposition pertinente (Proctor et coll., 2002).

Cadmium

Données relatives à l’amiante

Les minéraux naturels fibreux constituent des variétés appartenant à différentes familles minéralogiques (serpentines comme le chrysotile, amphiboles comme l’actinolite, l’amosite, l’anthophyllite, le crocidolite ou la trémolite, zéolites comme l’érionite). Le terme d’amiantes (ou asbestes) définit des silicates hydratés incluant la variété de serpentine mentionnée ci-dessus et les variétés énumérées d’amphiboles. Outre les amiantes et l’érionite, il a récemment été suggéré qu’un nouveau type minéral asbestiforme de la famille des amphiboles, la fluoro-edenite, silicate hydraté contenant de l’aluminium et du fluor, était susceptible d’être associé à un excès de mésothéliomes, chez l’Homme (Biggeri et coll., 2004; Cardile et coll., 2004). Dans des études toxicologiques et en hygiène industrielle, une fibre est définie comme une particule dont le rapport d’élongation (longueur/diamètre) est supérieur à une certaine valeur (3 ou 5 selon les auteurs). Selon l’OMS, une fibre est définie comme une particule de longueur, L, supérieure à 5 mm de diamètre, D, inférieur à 3 mm et dont le rapport d’élongation L/D est supérieur à 3. L’utilisation de ces différents types de fibres a été inégale dans différents pays, le chrysotile étant le plus employé. À l’heure actuelle, si l’utilisation d’amiantes a été interdite dans de nombreux pays, leur exploitation et/ou leur utilisation persiste dans certains pays (Asie, Moyen Orient…).

Pour ce qui est des sites naturels, les seules données françaises concernant la situation d’affleurements naturels sont celles provenant de la région du quart Nord-Est de la Corse (Ddass de Haute Corse, 2004) où 130 communes sont concernées et où des concentrations en fibres d’amiante 5 à 6 fois supérieures au seuil réglementaire ont localement été mesurées, tant à l’extérieur qu’à l’intérieur des habitations dans certains communes. D’autres études actuellement disponibles sont principalement étrangères et correspondent à des situations d’exposition particulières comme en Nouvelle-Calédonie où la présence de fibres d’amiante trémolite dans le sol et l’air conduit à des expositions importantes des populations suite à l’utilisation d’une chaux locale pour enduire les murs dénommée Pô qui contient de l’amiante.

Données relatives aux pesticides

Le terme « pesticide » désigne d’une part les préparations phytopharmaceutiques, à usage agricole, terme qui a remplacé celui de phytosanitaire en cohérence avec la réglementation européenne, selon les termes de la loi d’orientation agricole n° 2006-11 du 5 janvier 2006 (JO, 2006) et d’autre part les biocides, utilisés à la maison ou au jardin, selon la directive CE 98/8 du 16 février 1998. Ils sont destinés à détruire, repousser ou rendre inoffensifs les organismes nuisibles, à en prévenir l’action ou à les combattre de toute autre manière, par une action chimique ou biologique.

Nature des expositions, données françaises disponibles concernant les milieux

Seuils de qualité

Eau

Pour les eaux de surface, l’objectif est en principe de ne pas dépasser des seuils sans effets pour les organismes aquatiques, établis par des PNEC (Predicted No Effect Concentration) ou CPSE (Concentration prévisible sans effet) définies pour chaque substance sur la base des données d’écotoxicité disponibles. Des seuils ont ainsi été définis pour 72 substances dans le Système d’évaluation de la qualité des cours d’eau développé en France (SEQ-Eau ; Agences de l’Eau, 2000). De nouveaux seuils sont en cours d’élaboration dans le cadre de la mise en œuvre de la Directive cadre sur l’eau.

Air

Il y a de nombreuses lacunes en ce qui concerne les connaissances relatives aux effets toxiques des pesticides par inhalation. Il existe des données sur la toxicité aiguë des substances actives par inhalation obtenues sur des rongeurs lors de tests de laboratoire6

http://www.inra.fr/agritox/

, mais les études sur le risque sanitaire associé à l’exposition des populations humaines aux pesticides via l’atmosphère sont peu nombreuses (Lee et coll., 2002). Jusqu’à présent, aucun seuil réglementaire n’a été défini en ce qui concerne les pesticides dans l’air. De plus, il n’existe pas de méthodes analytiques permettant d’estimer directement et automatiquement les concentrations en pesticides dans l’air ambiant. Le type d’échantillonneur à mettre en œuvre et les durées de prélèvement doivent être adaptés aux niveaux de concentrations attendus et leur analyse implique des développements métrologiques spécifiques. Il n’y a pas actuellement en France de norme pour la mesure des concentrations de pesticides dans l’atmosphère ; il est toutefois à noter l’existence d’un projet de norme en cours d’élaboration.

Alimentation

Données disponibles

Les données disponibles ont été principalement résumées à partir du rapport de l’Inra (Aubertot et coll., 2005).

Eaux douces

Le premier état national relatif à la présence de pesticides dans les eaux en France a été réalisé par l’Institut français de l’environnement (Ifen) en 1998 (Ifen, 1998). Depuis, cet état est actualisé chaque année, avec un décalage entre la date d’acquisition des données et la publication de la synthèse correspondante. Le dernier bilan annuel, publié en 2004, concerne les données acquises en 2002 (Ifen, 2004).

Au niveau national en 2002, la qualité de l’eau par rapport à l’altération « pesticides » (telle que définie dans le SEQ-Eau) était considérée comme « bonne » ou « très bonne » dans environ 53 % des 624 points d’observation de la qualité des cours d’eau pour lesquels des données interprétables étaient disponibles (données du Réseau National de Bassin, RNB et de quelques groupes régionaux ; Ifen, 2004). L’analyse des résultats indique l’existence d’une contamination préoccupante dans une cinquantaine de points (8,4 % du total des points d’observation ; présence notamment d’aminotriazole, d’atrazine, de diuron, de glyphosate et d’isoproturon).

Eaux côtières

Air

Des études émanant de divers groupes de recherche ont été menées en France depuis la fin des années 1980 et se poursuivent à l’heure actuelle (Briand, 2003; Scheyer et coll., 2005; rapport de l’Institut Pasteur8

http://www.pasteurlille.fr/fr/expertises/eau/publications.htm

), fournissant ainsi une littérature significative sans qu’elle soit pour autant abondante. Un certain nombre de réseaux de surveillance de la qualité de l’air en France ont commencé à réaliser des mesures de concentrations en pesticides dans l’atmosphère depuis le début des années 2000 (Rousseau et coll., 2004). L’ensemble de ces travaux a révélé la présence de pesticides dans toutes les phases atmosphériques, qu’elles soient gazeuse, liquide ou particulaire dans les aérosols, les gouttelettes de brouillard ou la pluie (Bedos et coll., 2002).

Les concentrations dans les eaux de pluie peuvent être localement et ponctuellement relativement importantes (plusieurs dixièmes de μg/l à plusieurs μg/l) et les concentrations dans les brouillards plus élevées (Millet et coll., 1997). Les composés utilisés localement sont en général les plus fréquemment détectés (Briand, 2003). Cependant, des composés interdits d’utilisation ont aussi été retrouvés. Au niveau européen, des synthèses relativement récentes sont disponibles, portant surtout sur la contamination des eaux de pluie (Dubus et coll., 2000; Duyzer, 2003).

En ce qui concerne les phases gazeuse et particulaire, les concentrations sont variables : de l’ordre de quelques pg/m³ à quelques ng/m³ loin des sources d’émission, elles peuvent atteindre quelques ng/m³ à quelques μg/m³ à proximité immédiate de ces sources. Les niveaux de contamination dans l’air extérieur en zone agricole qui ont fait l’objet de travaux dès le début des années 2000, réalisés majoritairement par les associations agréées pour la surveillance de la qualité de l’air (AASQA), ont mis en évidence des concentrations faibles mais non négligeables de pesticides dans l’air extérieur, de l’ordre de un à plusieurs centaines de ng/m³, notamment en région viticole, arboricole ou dans les régions de grandes cultures. Une contamination chronique, c’est-à-dire présente aussi en dehors des périodes d’épandage, a été observée, avec dans certains cas une évolution saisonnière. Certains pesticides sont retrouvés systématiquement, comme le lindane dont l’utilisation est pourtant aujourd’hui interdite (Coignard et Lorente, 2006). En ce qui concerne les pesticides dits « modernes », les réseaux de surveillance de la qualité de l’air en région Centre (Lig’Air), Pays de Loire (Air Pays de la Loire) ou Poitou-Charentes (ATMO Poitou-Charentes) ont publié un certain nombre de résultats de campagnes de mesures portant sur plusieurs dizaines de composés dont le choix dépendait des utilisations locales mais aussi des objectifs de l’étude. Parmi les molécules recherchées, figurent des composés de la famille des triazines, des amides, des carbamates, des urées, des triazoles ou des pyréthrinoïdes ainsi que la trifluraline ou le lindane (liste non exhaustive). À l’heure actuelle, aucun suivi en continu n’est effectué.

Sols

La contamination des sols par différentes substances, dont les pesticides, a été reconnue comme l’une des principales menaces qui pèsent sur les sols européens (CEC, 2002). La plupart des données permettant de discuter de la persistance des produits dans le sol ainsi que leur périmètre de propagation provient essentiellement des dossiers d’autorisation de mise sur le marché (AMM) dans lesquels ces aspects sont abondamment documentés, mais restent, pour l’aspect quantitatif de la contamination en tout cas, prédictifs.

En Europe, il existe quelques réseaux de surveillance susceptibles de fournir des renseignements sur les effets non-intentionnels des pesticides sur les espèces non-cibles mais tous les pays n’en sont pas dotés. Une enquête dont les résultats ont été publiés en 1999 indiquait que seuls sept pays européens (sur les dix huit contactés) enregistraient de façon systématique les incidents associés aux pesticides : Allemagne, Danemark, France, Grèce, Norvège, Pays-Bas et Royaume-Uni (de Snoo et coll., 1999).

Connaissance de l’exposition de la population générale

Niveaux d’exposition

La revue de Bouvier répertorie 36 études de biosurveillance en population générale, relatives à des dosages de métabolites urinaires d’insecticides, publiées ces 20 dernières années (Bouvier et coll., 2005). La plupart des équipes ont mesuré les alkylphosphates urinaires, plus rarement d’autres métabolites d’organophosphorés tels que le 3,5,6-trichloro-2-pyridinol (TCPy), métabolite du chlorpyriphos, insecticide beaucoup utilisé notamment aux États-Unis. Les métabolites de pyréthrinoïdes et de carbamates anticholinestérasiques ont également été dosés dans un petit nombre d’études.

À ce jour, une seule étude française a permis d’estimer l’imprégnation globale aux pesticides dans la population générale. Ce travail de thèse a permis de renseigner l’exposition d’une population de 130 enfants franciliens âgés de 6-7 ans, à certains insecticides organophosphorés en dosant les alkylphosphates dans les urines. Des dosages dans l’air intérieur, les poussières du sol et sur les mains des sujets ont été effectués en parallèle (Bouvier, 2005). Des mesures effectuées chez quelques sujets adultes mettent en évidence une exposition non professionnelle non négligeable (Bouvier et coll., 2006).

Aux États-Unis, l’étude Nhanes (National Health and Nutrition Examination Study) pilotée par le National Center for Health Statistics du CDC (Centers for Disease Control and Prevention) est destinée à collecter des informations sur l’état de santé et le statut nutritionnel de la population américaine. Le National Report on Human Exposures to Environmental Chemicals fournit à intervalles réguliers des données de surveillance biologique à partir d’un échantillon aléatoire de sujets participant à l’étude. Parmi ceux-ci, les métabolites de contaminants ou le contaminant inchangé appartenant à différentes classes de pesticides : insecticides organochlorés, organophosphorés, pyréthrinoïdes, certains herbicides ont été mesurés dans le sang et les urines. Le troisième rapport 2001-2002 présente ainsi les données d’analyse de 148 contaminants environnementaux (CDC, 2005).

En Europe, la German Environmental Survey est une étude transversale menée à grande échelle sur un échantillon de la population générale allemande, stratifié sur le sexe, l’âge et le lieu de résidence. La première étude mise en place en 1985-1986 a été reconduite en 1990-1991 et en 1998 (Becker et coll., 2002 et 2003). GerES IV (2003-2006) s’intéresse aux enfants et couple des dosages environnementaux aux dosages urinaires des alkylphosphates et métabolites de pyréthrinoïdes (Becker et coll., 2006).

Déterminants de l’exposition

Dans l’étude NHEXAS (National Human Exposure Assessment Survey), menée dans plusieurs États américains (Arizona, Maryland, Minnesota), l’alimentation semble le principal vecteur de l’insecticide chlorpyriphos mais la fréquentation d’autres lieux que le domicile tels que le lieu de travail ou l’école pourraient contribuer de façon significative à l’exposition (Robertson et coll., 1999; Egeghy et coll., 2005).

La plupart des autres études multivoies concernent l’enfant. Leurs résultats restent encore contradictoires, notamment en fonction des méthodes utilisées, et dépendent beaucoup des substances considérées. La revue récente de 36 études de biosurveillance en population générale indique également que les contributions respectives des différentes sources sont très difficiles à déterminer (Bouvier et coll., 2005).

L’alimentation, bien que souvent présentée comme le contributeur majoritaire de l’exposition aux pesticides, ne semble pas directement corrélée aux concentrations dans les milieux biologiques. Concernant les organophosphorés, l’étude GeRES met en évidence une influence de la consommation de jus de fruit et de fruits frais sur la concentration urinaire en métabolites (Becker et coll., 2006). Dans l’étude française, les concentrations d’organophosphorés dans l’air et sur les mains étaient corrélées entre elles mais pas avec les métabolites urinaires, soulignant probablement l’influence importante de l’alimentation non prise en compte dans cette étude (Bouvier et coll., 2006). En revanche, si dans deux études américaines, l’apport théorique calculé grâce à la mesure des résidus dans les repas dupliqués était plus important que celui des autres voies, ce sont les concentrations dans l’air intérieur ou personnel qui étaient significativement corrélées à l’excrétion urinaire des métabolites des pesticides (Andrew et coll., 2003; Morgan et coll., 2005). Dans l’étude de l’US Environmental Protection Agency (US EPA) alors que l’ingestion de TCP y compterait pour 30 % du TCP urinaire si celui-ci était supposé entièrement absorbé, aucune corrélation n’est observée entre ce paramètre calculé en ng/kg/j et les concentrations urinaires de TCP. Ceci pourrait s’expliquer par une faible absorption ou une métabolisation en d’autres produits non mesurés ici. Cette étude souligne également l’importance potentielle d’une exposition par ingestion ou dermale à partir des surfaces contaminées (Morgan et coll., 2005).

Le fait de résider à côté de jardins ou de champs a pu également être associé à des concentrations urinaires de métabolites plus élevées, mais de façon inconstante selon les études. Dans certaines études, le fait de vivre en zone urbaine était au contraire associé à une plus grande imprégnation (Becker et coll., 2006). Des voies d’exposition différentes sont également probables entre les urbains et les ruraux (Fenske et coll., 2005). Enfin, une influence majoritaire de l’air extérieur est suggérée pour certains pesticides comme l’herbicide atrazine, dont les concentrations dans l’air personnel et extérieur sont fortement corrélées (Andrew et coll., 2003).

La saison estivale, en particulier pour les organophosphorés, est également un facteur en faveur d’une plus grande exposition (Bradman et Whyatt, 2005; Becker et coll., 2006).

Une dernière hypothèse consiste à évaluer l’influence des usages domestiques sur la contamination interne. L’utilisation d’insecticides au domicile ou le fait d’avoir des animaux domestiques a ainsi été associée à l’exposition pour les pyréthrinoïdes mais pas pour les organophosphorés (Andrew et coll., 2003; Becker et coll., 2006). Une étude française s’intéressant aux utilisations domestiques des pesticides dans 2 281 foyers indique que 80 % d’entre eux ont déclaré stocker un ou plusieurs pesticides dans leur domicile, notamment des pyréthrinoïdes et des organophosphorés. Leur présence dans le logement dépend essentiellement de quatre facteurs : le type de logement, le caractère locatif, la présence d’un jardin et d’animaux domestiques (Lecomte et Auburtin, 2006; Lecomte et coll., 2006). Les corrélations mises en évidence dans certaines études entre concentrations urinaires de pyréthrinoïdes, peu volatiles, et concentrations dans les poussières viennent conforter l’hypothèse que la contamination interne semble liée aux usages domestiques (Becker et coll., 2006).

Conclusions concernant les pesticides

Les données disponibles au niveau de l’ensemble des réseaux de suivis existants témoignent d’une contamination probablement généralisée et récurrente, voire chronique, des eaux, de l’air et du sol dans la plupart des régions françaises, mais également européennes. Cependant, les données actuellement disponibles ne permettent pas une évaluation objective du niveau, de la variabilité et de l’évolution de la contamination des différents milieux. En effet, de nombreuses limites affectent ces données (Aubertot et coll., 2005) :

Données relatives aux dioxines et PCB

Le terme « dioxines » regroupe une famille de molécules comportant des milliers de composés organiques structuralement voisins, chaque famille comportant des halogènes (chlore et/ou brome) dont la position et le nombre varient (figure 52.5). On peut citer les « dioxines » (poly[chloro- ou bromo-]dibenzo-p-dioxines), les furanes (poly[chloro- ou bromo-]dibenzofuranes), les PCB et PBB (poly[chloro- ou bromo-]biphényles) qui sont les plus connues, mais il en existe de nombreuses autres. Ces molécules sont toutes en principe formées lors de processus de combustion, y compris naturels. Seuls les PCB, les polychloroterphényles (PCT) et les analogues bromés des PCB en particulier les polybromodiphényléthers (PBDE) ont fait l’objet d’applications industrielles et de productions parfois massives (Bard, 1993). On regroupe ces familles sous l’appellation générique d’hydrocarbures aromatiques polycycliques halogénés (HAPH).

Bon nombre de ces composés, en particulier la TCDD, si ce n’est la totalité, sont formés lors des processus de combustion. De ce fait, indépendamment de leur production anthropogénique, il y a un certain niveau naturel d’exposition. On a ainsi trouvé des dioxines dans des argiles datant de l’ère tertiaire (Green et coll., 2004). Les immissions de dioxines dans l’environnement ont considérablement décru depuis quelques années, en raison de réglementations de plus en plus strictes sur les émissions de sources industrielles (figure 52.6), des incinérateurs d’ordures ménagères notamment.

Figure 52.5 Schéma des isomères de PCDD (2,3,7,8-TCDD ou « dioxine de Seveso »), de PCDF et de PCB les plus toxiques

Figure 52.5

Figure 52.5 Schéma des isomères de PCDD (2,3,7,8-TCDD ou « dioxine de Seveso »), de PCDF et de PCB les plus toxiques

PCDD : polychlorodibenzo-p-dioxines ; PCDF : polychlorodibenzofuranes

Figure 52.6 Données d’émission des dioxines et furanes dans l’air en France métropolitaine (Source Citepa :http://www.citepa.org)

Figure 52.6

Figure 52.6 Données d’émission des dioxines et furanes dans l’air en France métropolitaine (Source Citepa :http://www.citepa.org)

On retrouve ces composés toujours associés dans n’importe quelle matrice, environnementale ou biologique. Sauf rares exceptions, les données toxicologiques et épidémiologiques disponibles portent sur quelques composés des trois familles PCDD, PCDF et PCB, dont il est admis qu’elles comportent les congénères les plus toxiques. Il s’agit en pratique de 17 congénères de poly-chlorodibenzo-p-dioxines (PCDD) et polychlorodibenzofuranes (PCDF) et de 12 PCB dits « dioxin-like » (DL-PCB), choisis sur la base d’un ensemble de critères (tableau 52.V) par des comités d’experts internationaux rassemblés par exemple à l’initiative de l’OMS.

où TEF_i et C_i sont respectivement le TEF et la concentration du congénère i contenu dans le mélange (Van den Berg, 1998).

Cette approche suppose une additivité des effets, qui n’est pas toujours vérifiée (Vidy et Bard 2003; Van den Berg, 2006).

Tableau 52.V Critères d’inclusion des molécules dans l’approche TEF (Toxicity Equivalent Factor) (Van den Berg, 1998)

L’estimation des TEF est le résultat d’une discussion des données disponibles, en général issues d’expérimentations in vivo ou in vitro. Le résultat est un outil commode d’estimation de la toxicité, mais qui ne saurait être considéré comme parfaitement fondé sur le plan scientifique (Vidy et Bard, 2003; Starr, 1999). En particulier, l’usage de TEFs élaborés essentiellement sur la base de données aiguës ou in vitro pour classer le risque de cancer repose sur des bases scientifiques incertaines, quoique certains travaux récents montrent expérimentalement une adéquation de cette approche in vivo (Walker et coll., 2005). Quoi qu’il en soit, la pratique actuelle est d’utiliser les TEF produits sous l’égide de l’OMS (tableau 52.VI) et de calculer sur cette base le TEQWHO qui inclut les DL-PCB.

Tableau 52.VI Valeurs des facteurs d’équivalence de toxicité (TEF) proposées par l’OMS en 1998 et 2005 (d’après Van den Berg, 1998 et 2006). La numérotation des PCB est celle de l’IUPAC (International Union of Pure and Applied Chemistry)

Les changements apportés aux valeurs des TEFs par les experts de l’OMS (Van den Berg, 2006) devraient avoir pour effet de minorer les expositions exprimées en TEQ. D’après les auteurs et en fonction des matrices, cette diminution s’échelonnerait entre 10 et près de 50 %.

La pression de vapeur des HAPH est très faible, ils sont très peu solubles dans l’eau mais sont en revanche lipophiles (Inserm, 2000). Par ailleurs, ces composés sont très stables et résistants à la dégradation abiotique comme biotique, ils sont donc très persistants dans l’environnement. Ils s’adsorbent fortement sur les particules à contenu organique. Ces caractéristiques physico-chimiques des HAPH expliquent les voies d’exposition des populations humaines à ces composés et leur ampleur relative : pour la population générale, l’ingestion d’aliments représente 90 à 98 % de l’exposition, les autres voies possibles étant l’inhalation (probablement plus sous forme particulaire que gazeuse) et le transfert transcutané. Au total, la médiane des expositions aux dioxines (PCDD/F en TEQ_WHO) par voie alimentaire se situe en 2005 en deçà de 0,5 pg/kg de poids corporel et par jour, le 95^e percentile d’exposition se situant approximativement à 2 fois la médiane (Afssa, 2005). Si l’on prend en compte les seules PCDD/F, l’exposition a décru de 60 % depuis 1999, en cohérence avec la diminution des émissions (figure 52.6). Si l’on inclut dans ces niveaux d’expositions les PCB dits « dioxin-like », ce qui reste discutable en matière de risque cancérogène, les expositions moyennes sont de 1,8 pg/kg de poids corporel et par jour et le 95^e percentile d’exposition s’élève à 3,9 pg/kg de poids corporel et par jour.

L’étude Inca1 ne permet pas d’évaluer les expositions actuelles des enfants de moins de 3 ans. Le tableau 52.VII montre les estimations d’exposition par tranches d’âge. La surexposition relative des enfants s’explique par une consommation alimentaire plus importante sur la base du poids corporel.

Tableau 52.VII Estimation de l’exposition journalière aux PCDD/F, avec et sans contribution des PCB « dioxin-like » (PCB-DL), pour les adultes et les enfants (d’après Afssa, 2005)

Dans son évaluation précédente en 2000 (Afssa, 2000), l’Afssa a estimé, les expositions des enfants de moins de 19 mois, sur la base de l’enquête alimentaire Alliance7 citée plus haut (Boggio et coll., 1999). Les résultats sont présentés au tableau 52.VIII. Ils indiquent en premier lieu que les enfants allaités sont particulièrement exposés par comparaison notamment avec les nourrissons alimentés par laits « infantiles ». Les auteurs du rapport soulignent que cette surexposition importante représente 4 % de la dose reçue sur la vie entière ; or les effets toxiques de la dioxine résultent d’une exposition chronique. Le rapport indique d’autre part que l’effet bénéfique de l’allaitement doit être mis en regard de la surexposition. Enfin, il est très vraisemblable que les valeurs actuelles d’exposition pour les moins de 19 mois soient en décroissance, à proportion de ce qui est observé pour les autres tranches d’âge.

Tableau 52.VIII Estimation pour l’année 2000 de l’exposition quotidienne moyenne aux PCDD/Fs (pg TEQ_OMS98) des enfants de moins de 19 mois allaités et nourris par laits maternisés (d’après Afssa, 2000)

Les populations vivant à proximité d’un site industriel émetteur de dioxines pourraient présenter une certaine surimprégnation à ces composés, mais les données disponibles ne sont pas convergentes (Comité de la prévention et de la précaution, 2004). Il faut en tout état de cause que certaines conditions soient réunies pour qu’une telle surimprégnation soit observable : les émissions doivent avoir été suffisamment importantes, les personnes exposées doivent se nourrir de façon importante à partir de leurs élevages ou productions végétales alimentaires exposés, et ces sujets doivent avoir résidé suffisamment longtemps dans la zone contaminée.

Enfin, de nombreux transformateurs électriques contenant des PCB n’ont pas été détruits. Ces PCB peuvent être contaminés par les PCDF. L’affaire du « poulet belge » en 1998 montre que ces PCB contaminés par les PCDF peuvent se retrouver dans la chaîne alimentaire (Bernard et coll., 2002), quoique les conséquences sur la santé des consommateurs de ces poulets ne soient pas évidentes (Inserm, 2000; Bernard et Fierens, 2002).

Bibliographie

[1]ademe, fédération atmo. Atlas de la surveillance de la qualité de l’air en France au 30 septembre 2002. Ademe. Paris:2002; 78pp.

[2]agence française de sécurité sanitaire des aliments (afssa). Dioxines : données de contamination et d’exposition de la population française. Maisons-Alfort: Afssa. 2000; 45p.

[3]agence française de sécurité sanitaire des aliments (afssa). Dioxines, furanes et PCB de type dioxine : évaluation de l’exposition de la population française. Maisons-Alfort: Afssa. 2005; 57p.

[4] andersen i, berge sr, resmann f. Speciation of airborne dust from a nickel refinery roasting operation. Analyst. 1998; 123:687-689

[5] andrew cc, pellizzari ed, whitmore rw, quackenboss jj, adgate j, sefton k. Distributions, associations, and partial aggregate exposure of pesticides and polynuclear aromatic hydrocarbons in the Minnesota Children’s Pesticide Exposure Study (MNCPES). J Expo Anal Environ Epidemiol. 2003; 13:100-111

[6] aubertot jn, barbier jm, carpentier a, gril jj, guichard l, et coll.. Pesticides, agriculture et environnement. Réduire l’utilisation des pesticides et limiter leurs impacts environnementaux. Rapport d’Expertise scientifique collective, INRA et Cemagref (France). 2005;

[7] baars a, theelen r, janssen p, hesse j, van apeldoorn m, et coll.. Re-evaluation of human toxicological maximum permissible levels. NL, RIVM (NL National Institute of Public Healt hand the Environment). Bilthoven:2001;

[8] balloy g, herault s, israel r, robin a, saout c, tracol r. Les pesticides dans l’eau potable 2001-2003. Ministère de la santé et des solidarités. juillet 2005; 75pp.

[9] bard d. Les hydrocarbures aromatiques polycycliques chlorés présents dans l’environnement. I - Les sources. Pollution Atmosphérique. 1993; 137:101113

[10] becker k, kaus s, krause c, lepom p, schulz c, et coll.. German Environmental Survey 1998 (GerES III): environmental pollutants in blood of the German population. Int J Hyg Environ Health. 2002; 205:297-308

[11] becker k, schulz c, kaus s, seiwert m, seifert b. German Environmental Survey 1998 (GerES III): environmental pollutants in the urine of the German population. Int J Hyg Environ Health. 2003; 206:15-24

[12] becker k, seiwert m, angerer j, kolossa-gehring m, hoppe hw, et coll.. GerES IV pilot study: assessment of the exposure of German children to organophosphorus and pyrethroid pesticides. Int J Hyg Environ Health. 2006; 209:221-233

[13] bedos c, cellier p, calvet r, barriuso e. Occurrence of pesticides in the atmosphere. Agronomie. 2002; 22:35-49

[14] bernard a, fierens s. The Belgian PCB/dioxin incident: analysis of the food chain contamination and health risk evaluation. Environ Res. 2002; 88:1-18

[15] besso a, nyber fg, pershagen g. Air pollution and lung cancer mortality in the vicinity of a nonferrous metal smelter in Sweden. Int J Cancer. 2003; 107:448-452

[16] biggeri a, pasetto r, belli s, bruno c, di maria g, et coll.. Mortality from chronic obstructive pulmonary disease and pleural mesothelioma in an area contaminated by natural fiber (fluoro-edenite). Scand J Work Environ Health. 2004; 30:249-252

[17] boggio v, grossiord a, guyon s, fuchs f, fantino m. Food consumption of infants and young children in France in 1997. Arch Pediatr. 1999; 6:740-747

[18] bouvier g. Évaluation de l’exposition aux biocides de la population dans l’environnement : cas particulier des insecticides organophophorés. Faculté des sciences pharmaceutiques et biologiques, Université René Descartes. Paris 5:2005;

[19] bouvier g, seta n, vigouroux-villard a, blanchard o, momas i. Insecticide urinary metabolites in nonoccupationally exposed populations. J Toxicol Environ Health B Crit Rev. 2005; 8:485-512

[20] bouvier g, blanchard o, momas i, seta n. Environmental and biological monitoring of exposure to organophosphorus pesticides: Application to occupationally and non-occupationally exposed adult populations. J Expo Sci Environ Epidemiol. 2006; 16:417-426

[21] bradman a, whyatt rm. Characterizing exposures to nonpersistent pesticides during pregnancy and early childhood in the National Children’s Study: a review of monitoring and measurement methodologies. Environ Health Perspect. 2005; 113:1092-1099

[22] briand o. Influence des facteurs environnementaux et des pratiques agricoles sur les variations spatio-temporelles des niveaux de contamination de l’atmosphère par les pesticides. Thèse Rennes 1. 2003; 297pp.

[23] brüske-hohlfeld i, rosario as, wölke g, heinrich j, kreuzer m, et coll.. Lung cancer risk among former uranium miners of the WISMUT Company in Germany. Health Phys. 2006; 90:208-216

[24] cardile v, renis m, scifo c, lombardo l, gulino r, et coll.. Behaviour of the new asbestos amphibole fluor-edenite in different lung cell systems. Int J Biochem Cell Biol. 2004; 36:849-860

[25]cdc. Third national Report on Human Exposures to Environmental Chemicals. http://www.cdc.gov/exposurereport>. 2005;

[26]cec. Towards a Thematic Strategy for Soil Protection. Communication from the Commission to the Council, the European Parliament, the Economic and Social Committee and the Committee of the Regions (2002).

[27] chen w, yang j, chen j, bruch j. Exposures to silica mixed dust and cohort mortality study in tin mines: exposure-response analysis and risk assessment of lung cancer. Am J Ind Med. 2006; 49:67-76

[28]cnrs-cnerna. Apports nutritionnels recommandés. Lavoisier; Paris:2001;

[29] coignard f, lorente c. Exposition aérienne aux pesticides des populations à proximité de zones agricoles, Bilan et perspectives du programme régional inter-Cire. InVs; Saint-Maurice. 2006;

[30]comité de la prévention et de la précaution. Les incinérateurs d’ordures ménagères : quels risques ? Quelles politiques ?. Paris:Ministère de l’Écologie et du Développement Durable. 2004; 54p.

[31] de snoo gr, scheiddegger nmi, de jong fmw. Vertebrate wildlife incidents with pesticides: a European survey. Pesticide Science. 1999; 55:47-54

[32]ddass de haute-corse. Mesures de la teneur de l’air en fibres d’amiante d’origine environnementale dans un échantillon de communes du département de la Haute-Corse. Rapport des campagnes 2001, 2002 et 2003. 2004;

[33] dondon mg, de vathaire f, quénel p, fréry n. Cancer mortality during the 1968-1994 period in a mining area in France. Eur J Cancer Prev. 2005; 14:297-301

[34] dubus ig, hollis jm, brown cd. Pesticides in rainfall in Europe. Environmental Polllution. 2000; 110:331-344

[35] dunnick jk, elwell mr, radovsky ae, benson jm, hahn ff, et coll.. Comparative carcinogenic effects of nickel subsulfide, nickel oxide, or nickel sulfate hexahydrate chronic exposures in the lung. Cancer Res. 1995; 55:5251-5216

[36] duyzer jh. Atmospheric deposition of pesticides, PAHs and PCBs in the Netherlands. R2003/255, TNO Environment, Energy and Process Innovation. 2003;

[37] egeghy pp, quackenboss jj, catlin s, ryan pb. Determinants of temporal variability in NHEXAS-Maryland environmental concentrations, exposures, and biomarkers. J Expo Anal Environ Epidemiol. 2005; 15:388-397

[38]european food safety authority-scientific panel on contaminants in the food chain. Opinion of the Scientific Panel on Contaminants in the Food Chain on a request from the Commission related to arsenic as undesirable substance in animal feed. Question N° EFSA-Q-2003-031. EFSA Journal. 2005; 180:1-35

[39] fenske ra, lu c, curl cl, shirai jh, kissel jc. Biologic monitoring to characterize organophosphorus pesticide exposure among children and workers: an analysis of recent studies in Washington State. Environ Health Perspect. 2005; 113:1651-1657

[40] green nj, hassanin a, johnston ae, jones kc. Observations on historical, contemporary, and natural PCDD/Fs. Environ Sci Technol. 2004; 38:715-723

[41] haber lt, erdreicht l, diamond gl, maier am, ratney r, et coll.. Hazard identification and dose response of inhaled nickel-soluble salts. Regul Toxicol Pharmacol. 2000; 31:210-230

[42]iarc (international agency for research on cancer). Chromium, Nickel and Welding. IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. Lyon: France. IARC. 1997; 49p.

[43]inserm. Dioxines dans l’environnement : quels risques pour la santé ?. Collection Expertise collective, Éditions Inserm; Paris:2000;

[44]institut de veille sanitaire (invs). Exposition chronique à l’arsenic hydrique et risques pour la santé. Bilan des données épidémiologiques. 2002;

[45]institut de veille sanitaire (invs). Évaluation quantitative des risques sanitaires en Auvergne. Saint Maurice:InVS; 2003; 108pp.

[46]institut français de l’environnement (IFEN). Les pesticides dans les eaux – Collecte et traitement des données. Études et Travaux n° 19, Institut Français de l’Environnement. Orléans:1998;

[47]institut français de l’environnement (IFEN). Les pesticides dans les eaux. Sixième bilan annuel. Données 2002. Études et Travaux n° 42. Institut Français de l’Environnement. Orléans:2004;

[48]international agency for research on cancer. Beryllium, Cadmium, Mercury, and Exposures in the Glass. IARC Monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans. 1993; 58:41117

[49]international programme on chemical safety (ipcs). Arsenic and arsenic compounds (second edition). Environmental Health Criteria. Geneva:World Health Organization. 2001; 521p.

[50]journal officiel. JO n° 5 du 6 janvier 2006. Loi d’orientation agricole. JO. 2006; 229p.

[51] karjalainen s, kerttula r, pukkala e. Cancer risk among workers at a copper/ nickel smelter and nickel refinery in Finland. Int Arch Occup Environ Health. 1992; 63:547-551

[52] kreuzer m, grosche b, brachner a, martignoni k, schnelzer m, et coll.. The German uranium miners cohort study: feasibility and first results. Radiat Res. 1999; 152 (suppl 6):S56-S58

[53] kreuzer m, pohlabeln h, ahrens w, kreienbrock l, brüske-hohlfeld i, et coll.. Occupational risk factors for lung cancer among young men. Scand J Work Environ Health. 1999; 25:422-429

[54] kreuzer m, brachner a, martignoni k, wichmann he, grosche b. Characteristics of the German uranium miners cohort study. Health Phys. 2002; 83:26-34

[55] leblanc jc, malmauret l, guérin t, bordet f, boursier b, verger p. Estimation of the dietary intake of pesticide residues, lead, cadmium, arsenic and radionuclides in France. Food Addit Contam. 2000; 17:925-932

[56] leblanc jc, guerin t, noel l, calamassi-tran g, volatier jl, verger p. Dietary exposure estimates of 18 elements from the 1st French Total Diet Study. Food Addit Contam. 2005; 22:624-641

[57] lecomte j, auburtin g. Residential exposure assessment to households pesticides based on usage analysis. Conférence internationale d’épidémiologie et d’exposition environnementale; Paris:2006;

[58] lecomte j, moreau j, auburtin g. Health/environmental risks perception and attitude towards households pesticides products. Conférence internationale d’épidémiologie et d’exposition environnementale; Paris:2006;

[59] lee s, mclaughlin r, harnly m, gunier r, kreutzer r. Community Exposures to Airborne Agricultural Pesticides in California: Ranking of Inhalation Risks. Environ Health Perspect. 2002; 110:1175-1184

[60] millet m, wortham h, sanusi a, mirabel p. Atmospheric Contamination by Pesticides: Determination in the Liquid, Gazeous and Particulate Phases. Environmental Science and Pollution Research. 1997; 4:172-180

[61] morgan mk, sheldon ls, croghan cw, jones pa, robertson gl, et coll.. Exposures of preschool children to chlorpyrifos and its degradation product 3,5,6-trichloro-2-pyridinol in their everyday environments. J Expo Anal Environ Epidemiol. 2005; 15:297-309

[62] nestle fo, speidel h, speidel mo. Metallurgy: high nickel release from 1- and 2 euro coins. Nature. 2002; 419: 132p.

[63] proctor dm, otani jm, finley bl, paustenbach dj, bland ja, et coll.. Is hexavalent chromium carcinogenic via ingestion? A weight-of-evidence review. J Toxicol Environ Health A. 2002; 65:701-746

[64] robertson gl, lebowitz md, o’rourke mk, gordon s, moschandreas d. The National Human Exposure Assessment Survey (NHEXAS) study in Arizona-introduction and preliminary results. J Expo Anal Environ Epidemiol. 1999; 9:427-434

[65] rousseau p, clément m, seux r, briand o. Dix ans de mesure des niveaux de contamination de l’atmosphère par les pesticides en France. XXXIV^e Congrès du Groupe Français des Pesticides (GFP). 2004;

[66] scheyer a, graeff c, morville s, mirabel p, millet m. Analysis of some organochlorine pesticides in an urban atmopshere (Strasbourg, east of France). Chemosphere. 2005; 58:1517-1524

[67]seq-eau. Système d’évaluation de la qualité des cours d’eau : SEQ EAU, principes généraux. Études des Agences de l’Eau n° 64. 2000;

[68] starr tb. Significant issues raised by meta-analyses of cancer mortality and dioxin exposure. Environ Health Perspect. 2003; 111:1443-1447

[69] starr tb, greenlee wf, neal ra, poland a, sutter tr. The trouble with TEFs. Environ Health Perspect. 1999; 107:A492-A493

[70]united states environmental protection agency (us-epa). 1996 modeled ambient concentration for nickel compounds. Environmental Protection Agency. Washington, DC: US. 2003;

[71] van den berg m, birnbaum l, bosveld atc, brunstrom b, cook p, et coll.. Toxic Equivalency Factors (TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFs for Humans and Wildlife. Environ Health Perspect. 1998; 106:775-792

[72] van den berg m, birnbaum ls, denison m, de vito m, farland w, et coll.. The 2005 World Health Organization reevaluation of human and Mammalian toxic equivalency factors for dioxins and dioxin-like compounds. Toxicol Sci. 2006; 93:223-241

[73] vidy a, bard d. Influence de la valeur des Facteurs d’Equivalence de Toxicité (TEF) sur les estimations d’exposition de la population générale et impact décisionnel. Environnement risques & santé. 2003; 3:159-167

[74] vincent jb. Recent advances in the nutritional biochemistry of trivalent chromium. Proc Nutr Soc. 2004; 63:41-47

[75] vincent r, grzebyk m, savary b. Occupational exposure to beryllium in France. Recherche sur le Béryllium. Montréal: Canada. IRSST. 2005;

[76] walker nj, crockett pw, nyska a, brix ae, jokinen mp, et coll.. Dose-additive carcinogenicity of a defined mixture of "dioxin-like compounds". Environ Health Perspect. 2005; 113:43-48

[77] willis hh, florig hk. Potential exposures and risks from beryllium-containing products. Risk Anal. 2002; 22:1019-1033