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5Discussion

5.1Rappel des principaux résultats


Sur la base de 18 articles ou rapports originaux, la méta-analyse a permis d’estimer les fonctions exposition-réponse pour les coliformes totaux (de 2 à 9 données bibliographiques selon la catégorie de morbidité), les coliformes fécaux ou Echerichia coli (de 19 à 31 données), les streptocoques fécaux (16 à 20). La pente des fonctions de risque pour les SF est de 4 à 8 fois plus forte que celle des CF/EC, elle est plus élevée dans le cas des eaux douces. Les CT sont également associés au risque de troubles digestifs aigus, mais avec une fonction de risque nettement plus faible. Bien que le nombre de données soit beaucoup moindre (1 à 4 données), cette analyse montre que la présence d’entérovirus a un rôle prédictif sur le risque (RR voisin de 2). La détermination de valeurs de référence pour la qualité des eaux de baignades est conditionnée par le niveau de risque consenti, sachant que la fréquence de la morbidité digestive aiguë dans la population générale est de l’ordre de 0,2 à 2,8 événements annuels par personne, selon le type de morbidité considéré (gastro-entérites ou troubles digestifs généraux non spécifiques). La littérature ne permet pas, en l’état actuel, d’identifier un seuil en deçà duquel aucun excès de risque n’est observable.

5.2Commentaires et interprétation


Le travail pionnier de A Prüss (1), de l’OMS, avait réuni 22 études épidémiologiques, publiées entre 1953 et 1996. Les différences entre le nombre de publications prises en compte dans ces deux travaux tiennent à la méthode de sélection suivie. Pour cette méta-analyse, les publications portant sur les mêmes données ont été regroupées. Certaines études avaient été exclues de la publication de l’OMS car le taux de réponse était jugé trop bas, la population d’étude trop faible ou les groupes contrastés en matière d’exposition dissemblables ; dans le cadre d’une approche plus quantitative comme la méta-analyse, de telles études peuvent être conservées, même non ‘statistiquement significatives’, de même que des travaux présentant des résultats ajustés sur des facteurs de confusion dans les groupes contrastés. En revanche, certains travaux qui n’avaient pas fait l’objet de publication dans les revues scientifiques n’ont pas été pris en compte. On a également exclu les études qui ne fournissaient pas les éléments permettant de fixer un niveau individuel d’exposition en terme d’indicateur de contamination. Un article paru récemment (26) a pu être intégré dans la méta-analyse.
Comme dans le présent travail, les indicateurs microbiens les mieux corrélés à la morbidité infectieuse étaient les SF-entérocoques, dans les eaux douces et marines, et les EC dans les eaux douces. Le caractère causal de la relation entre la numération des indicateurs et la fréquence des troubles digestifs aigus était retenu, sans que des fonctions exposition-réponse ne soient établies sur l’ensemble des données. Reprenant pour l’essentiel les mêmes travaux, les résultats présentés ici mettent l’accent sur la détermination de fonctions exposition-réponse, afin de fournir des bases pour l’établissement de valeurs de référence de la qualité de l’eau. En raison de leur faible nombre, les données relatives aux autres manifestations morbides que les troubles digestifs aigus n’ont pu servir à cette fin. Cependant, des relations similaires à celles mises en évidence pour la morbidité digestive avaient été rapportées par A Prüss (1) pour les troubles oculaires, respiratoires, ORL ou cutanés, à partir des quelques travaux publiés sur le sujet.

L’interprétation de ces résultats doit prendre en compte les limites de l’approche suivie. Les difficultés majeures ont trait, comme souvent, à l’imprécision qui entache la définition de l’exposition dans les études utilisées. Le choix des indicateurs d’exposition et des conditions de leur mesure est important. A ce jour, contrairement au cas des eaux de boisson, très peu d’études épidémiologiques ont exploré d’autres agents microbiens que les indicateurs fécaux. Cette situation est sans doute appelée à évoluer dans le futur. A ce propos, il est intéressant d’observer le rôle des entérovirus, mais les quelques travaux utilisés ici n’ont été effectués qu’en Grande Bretagne ; il conviendrait de vérifier le caractère général de ce résultat dans d’autres contextes, avec un plus grand nombre de données. Cela est vrai aussi pour des études menées pour identifier d’autres vecteurs possibles de contamination, avec recherche de pathogènes ou d’indicateurs au niveau du sable (32) ou des sédiments (15, 16). Des études ont également tenté, sans succès, de déterminer des indicateurs de morbidité différents en recourant à des diagnostics médicaux systématiques (7 et 19) ou des analyses biologiques sur des coprocultures ou des écouvillonnages (33).
Les études retenues ont été conduites dans différents pays et sur une période importante (1959-1996). Les méthodes utilisées pour le dénombrement des GICF sont variables et ont certainement évolué depuis les premiers travaux. Ces différences de performance peuvent induire une dérive dans la quantification de l’exposition, qui pourrait affecter le résultat des travaux épidémiologiques. La possibilité d’introduire un terme correctif à partir d’un référentiel unique a été envisagée, en utilisant à cette fin des travaux engagés dans le cadre du groupe d’experts du CSHPF. Cela n’a pas été possible faute d’essais comparatifs pour l’ensemble des méthodes analytiques trouvées dans les publications. D’après Fleisher (34), les anciennes méthodes de numération des germes indicateurs seraient moins reproductibles que les méthodes plus récentes, ce qui tendrait à élargir l’intervalle de confiance des mesures d’association épidémiologique. On peut avancer que ce facteur affectera plus les conclusions des études anciennes.
La représentativité spatiale et temporelle des prélèvements réalisés pour caractériser la qualité de l’eau est inégale. Par exemple, le niveau moyen de contamination de l’eau d’une plage sur une journée est souvent pris comme variable représentative de l’exposition, alors que cette qualité, et l’intensité de la fréquentation peuvent varier sensiblement au cours de la journée ou au fil de la saison touristique.
Le classement des individus dans les groupes exposés/non exposés (baigneurs et non baigneurs) se base souvent sur la déclaration des personnes. Dans certaines études, la notion d’exposition est extensive, ne distinguant pas le cas d’une personne qui a marché quelques instants au bord de l’eau du baigneur qui a trempé la tête dans l’eau ou qui a plongé.
Dans la plupart des études, il existe des différences notables entre les caractères des groupes exposés ou non exposés. Il est fréquent d’observer que les baigneurs sont plutôt des personnes jeunes, en bonne santé et de sexe masculin, alors que les non baigneurs sont plus âgés, en moins bonne santé et/ou de sexe féminin. Les différences sont de nature à introduire des biais de confusion malgré la prise en compte de ce problème lors de l’analyse statistique. On notera que l’on retrouve des indicateurs d’association plus élevés dans les essais randomisés qui présentent un protocole d’observation plus rigoureux, une comparabilité optimale des sujets et une meilleure définition de l’exposition.
Malgré ces limites méthodologiques, sauf dans un cas (l’association entre les CF/EC et la morbidité aiguë hautement crédible), la qualité de l’étude n’a pas modifié de manière significative les résultats de la méta-analyse.
L’interprétation des résultats de ce travail doit aussi considérer la qualité des données utilisées pour l’étape d’évaluation du risque. Celle-ci est basée sur des scénarios d’exposition d’individus, et non sur des estimations d’exposition issues de populations réelles, fautes de données disponibles en France actuellement. Les résultats de la surveillance sanitaire réalisée par les services du Ministère de la Santé ne permettent qu’une évaluation qualitative des populations se baignant, données qui sont de plus non standardisées d’un site à l’autre. Cette approche ne permet donc pas d’évaluer différents niveaux d’impact (en terme de nombre de personnes malades), selon la valeur de concentration proposée comme référence de qualité. En revanche, l’approche proposée présente l’avantage de ne pas être dictée par l’importance des efforts à déployer pour satisfaire une norme choisie. Le principe de séparation de l’étape d’évaluation des risques et de leur gestion est ainsi respecté.
D’autres limites, enfin, sont liées à l’approche méta-analytique elle-même, lorsqu’elle consiste à intégrer et analyser des travaux de base qui ne répondent pas à des critères d’homogénéité pré-établis, tels que la définition de la morbidité ou les techniques analytiques pour la numération des germes. Ce point a fait l’objet de nombreux commentaires dans la littérature (35). A côté de ces limites, on rappellera que la méta-analyse offre un double avantage. En rassemblant artificiellement des populations importantes, elle procure un gain de puissance statistique, qui autorise des traitements statistiques plus approfondis. D’autre part, elle donne un caractère plus général aux résultats obtenus, par la diversité des situations rencontrées dans la littérature (35, 36).
Pour autant, ces résultats ne peuvent être extrapolés à toutes les situations. Ainsi, les germes indicateurs ne sont pas adaptés à la gestion du risque sanitaire à proximité d’un rejet d’eaux usées. En effet, dans le champ proche d’un rejet d’effluents d’origine animale avec un réservoir important d’agents infectieux, le ratio entre pathogènes et germes indicateurs est très important.
La question des niveaux de risque selon les caractères des personnes reste posée. Ce travail a cherché à mettre en évidence des effets différentiels selon l’âge des personnes exposées, mais sans succès. Comme pour les eaux de boisson, les enfants seraient particulièrement sensibles à la qualité de l’eau alors que les jeunes adultes apparaissent moins vulnérable. Des travaux rapportent également pour les sportifs une morbidité diminuant avec le nombre d’expositions, en relation sans doute avec les caractéristiques du sportif mais également, cela est plus hypothétique, avec l’immunité acquise lors des bains successifs ( 37, 7, 23, 25 et 31). Ainsi, il est envisageable, en principe, de moduler les valeurs de concentrations de référence préconisées en fonction de la population même si les résultats de ce travail ne fournissent pas de données pour ce faire. Par exemple, il serait souhaitable de n’accepter la baignade collective des enfants que dans les secteurs de très bonne qualité. A l’inverse, l’application des règles pourrait être assouplie à titre provisoire pour certains évènements sportifs ponctuels du type triathlon où un niveau inférieur de qualité pourrait être acceptable. Les marges de sécurité, ou inversement, de tolérance, relèvent d’une appréciation de politique sanitaire.
Ce rapport prend en compte essentiellement des pathologies bénignes liées à la baignade, ainsi que des environnements très classiques étudiés dans la littérature. Il est donc délicat d’en extrapoler les conclusions à des environnements particuliers, notamment quand il sont de nature à produire, véhiculer ou maintenir des micro-organismes de grande infectiosité ou de forte dangerosité. Le problème posé par les amibes libres (Naegleria fowleri) que l’on peut retrouver en relation avec les eaux réchauffées à proximité d’installations industrielles apparaît comme l’exemple type dans ce domaine (38). Les résultats de cette étude ne peuvent servir à arrêter des valeurs de référence pour de telles situations.

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