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Pollution atmosphérique liée à la circulation automobile : évaluation des risques pour la santé humaine selon une revue globale axée sur certains types de cancer

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(1.69 Mo, 114 pages)

Organisation : Santé Canada

Date de publication : 2022-03

Cat : H144-97/2022F-PDF
ISBN : 978-0-660-41682-3
Pub. : 210604

Table des matières

Remerciements

Cette évaluation des risques a été examinée par les experts scientifiques externes suivants :

Trevor Dummer, M. Sc., Ph. D. (Université de la Colombie-Britannique)

Paul Villeneuve, Ph. D. (Université Carleton)

Liste des tableaux

Liste des figures

Liste des abréviations

8-OHdG
8-hydroxydéoxyguanosine
AMSTAR 2
Outil d'évaluation de la qualité des revues systématiques (A Measurement Tool to Assess Systematic Reviews)
AVAI
année de vie ajustée en fonction de l'incapacité
BaP
benzo[a]pyrène
CCME
Conseil canadien des ministres de l'environnement
CIRC
Centre international de recherche sur le cancer
CN
carbone noir
COV
composé organique volatil
DRO
dérivés réactifs de l'oxygène
ECS
échange de chromatides sœurs
EPA
des É.-U. Environmental Protection Agency des États-Unis
GBD
Étude sur la charge mondiale de morbidité
GED
gaz d'échappement des moteurs diesel
GEE
gaz d'échappement des moteurs à essence
HAP
hydrocarbure aromatique polycyclique
HEI
Institut de recherche sur les effets sur la santé (Health Effects Institute)
IC
intervalle de confiance
ISA
Évaluation scientifique intégrée (Integrated Science Assessment)
IT
intratrachéal
LAL
leucémie aiguë lymphoblastique
LAM
leucémie aiguë myéloïde
LANL
leucémie aiguë non lymphocytaire
MA
méta-analyse
MN
micronoyau
NO2
dioxyde d'azote
NOS
échelle de Newcastle-Ottawa (Newcastle-Ottawa Scale)
NOx
oxydes d'azote
O3
ozone
PACA
pollution atmosphérique liée à la circulation automobile
PGED
particules dans le gaz d'échappement des moteurs diesel
PGEE
particules dans le gaz d'échappement des moteurs à essence
PM
matières particulaires
PM10
particules d'un diamètre inférieur à 10 micromètres
PM2,5
particules d'un diamètre inférieur à 2,5 micromètres
PUF
particule ultrafine
RB
risque de biais
RC
rapport de cotes
RR
risque relatif
RS-MA
revue systématique–méta-analyse
RUT
régression de l'utilisation des terres
SO2
dioxyde de soufre
SSE
statut socioéconomique
STROBE
Outil STROBE (Strengthening the Reporting of Observational Studies in Epidemiology)
TIN
taux d'incidence normalisé

Résumé

Source majeure de polluants atmosphériques, la circulation automobile est un problème mondial. Dans les régions urbaines du monde, y compris au Canada, les effets de la circulation automobile sont particulièrement préoccupants. Le mélange de gaz d'échappement des véhicules, de polluants atmosphériques secondaires formés dans l'atmosphère, d'émissions de gaz d'évaporation des véhicules et d'émissions non causées par la combustion (p. ex. poussière de route et usure des pneus) est appelé la pollution atmosphérique liée à la circulation automobile (PACA). Dans la documentation sur la PACA, deux grandes catégories de mesures d'exposition servent couramment à évaluer la contribution des émissions liées à la circulation automobile à la pollution atmosphérique ambiante : 1) évaluation de chaque polluant lié à la circulation automobile comme le NO2, les PM2,5 et le benzène, et 2) mesures fondées sur l'infrastructure du réseau routier et la circulation automobile comme la distance par rapport à la route la plus proche et les mesures de la densité de la circulation. Parmi les divers composants de la PACA, on considère que le NO2 est l'indicateur le plus direct de ce type de pollution, car la circulation automobile locale serait responsable de jusqu'à 80 % du NO2 présent dans l'air ambiant. Par ailleurs, bien que les mesures fondées sur la circulation automobile soient simples et rentables, elles peuvent varier considérablement d'une étude à l'autre, ce qui limite la possibilité de comparer directement les résultats des études.

L'objectif de la présente évaluation des risques est de mesurer le lien entre le cancer et l'exposition à la PACA, afin que ces renseignements servent à la conception de programmes et de politiques pouvant réduire l'exposition à la PACA et ses répercussions sanitaires au Canada. La PACA constitue la meilleure représentation du mélange réel de polluants auquel de nombreux Canadiens sont exposés chaque jour. On estime que 10 millions de personnes, soit près d'un tiers de la population totale, vivent dans des zones où l'exposition à la PACA est élevée (c'est-à-dire à moins de 500 m d'une autoroute ou de 100 m d'une route urbaine majeure) au Canada. De plus, les Canadiens vivant en milieu urbain passent en moyenne une heure ou plus chaque jour dans des microenvironnements influencés par une circulation automobile modérée ou intense, notamment lorsqu'ils se déplacent dans un véhicule ou utilisent un mode de transport actif (p. ex. la marche ou le vélo).

Une approche de revue globale a été adoptée pour rechercher, organiser et évaluer systématiquement les données probantes épidémiologiques existantes issues de multiples revues systématiques ou d'autres revues sélectionnées, y compris des revues incluant une synthèse quantitative, sur les effets de l'exposition à la PACA sur le cancer. Les revues systématiques concernant la génotoxicité ont également été prises en considération à l'appui de la plausibilité biologique. Pour les besoins de la présente évaluation des risques, 25 publications ont été examinées et évaluées. La synthèse des données probantes incluait également des preuves mécanistes, recueillies à partir d'une revue des documents d'évaluation existants portant sur des composants de la PACA. La revue globale et la revue des données biologiques (études par panel, études d'exposition contrôlée chez l'humain, études de toxicologie animale et études in vitro) provenant de revues systématiques récentes et de documents d'évaluation existants s'inscrivaient dans une démarche fondée sur le poids de la preuve, qui visait à établir le rôle causal de l'exposition à la PACA en ce qui concerne la leucémie infantile et les cancers du poumon et du sein chez les adultes.

Selon l'ensemble du poids de la preuve, les conclusions sont les suivantes :

  1. les données probantes sont suffisantes pour conclure à un lien de causalité probable entre l'exposition à la PACA et la leucémie infantile;
  2. les données probantes sont suffisantes pour conclure à un lien de causalité entre l'exposition à la PACA et le cancer du poumon chez les adultes;
  3. les données probantes sont évocatrices, mais insuffisantes pour conclure à un lien de causalité entre l'exposition à la PACA et le cancer du sein chez les adultes.

Puisque l'étude des effets de la PACA sur la santé est un domaine de recherche actif, il se peut qu'un certain nombre d'études primaires récentes et pertinentes n'aient pas été prises en considération dans les conclusions. D'autres recherches et analyses permettront de mieux comprendre le lien entre la PACA et le cancer, particulièrement en ce qui concerne le cancer du sein et d'autres types de cancer non abordés dans la présente évaluation. Les conclusions pourraient donc être mises à jour et élargies pour inclure d'autres types de cancer.

Chapitre 1 Introduction

1.1 Contexte

La pollution atmosphérique représente un problème de santé à l'échelle mondiale. En 2019, l'Étude sur la charge mondiale de morbidité (GBD) a estimé que plus de 6,67 millions de décès et 213 millions d'années de vie ajustées en fonction de l'incapacité (AVAI) étaient attribuables à la pollution atmosphérique dans le monde (GBD Risk Factor Collaborators 2020; IHME 2019). De surcroît, la présence de matières particulaires (PM) dans l'air ambiant était le seul facteur environnemental à figurer parmi les 10 principaux facteurs de risque, sur les 87 facteurs de risque pris en considération, dans l'étude GBD. À l'aide d'une méthodologie semblable à celle de l'étude GBD, Santé Canada a estimé que chaque année au Canada, 15 300 décès prématurés sont liés à la pollution atmosphérique causée par les PM dont le diamètre aérodynamique massique médian est inférieur à 2,5 micromètres (PM2,5), le dioxyde d'azote (NO2) et l'ozone (O3) (Santé Canada 2021).

Partout dans le monde, la circulation automobile est une source majeure de polluants atmosphériques, particulièrement en milieu urbain. Le terme « pollution atmosphérique liée à la circulation automobile », ou PACA, désigne le mélange composé des gaz d'échappement des véhicules, des polluants atmosphériques secondaires formés dans l'atmosphère, des émissions de gaz d'évaporation des véhicules et des émissions non causées par la combustion (p. ex. poussière de route et usure des pneus). En tant que source de pollution atmosphérique, la PACA est omniprésente et prédominante dans les zones urbaines. Toutefois, la grande variabilité spatiale et temporelle de la PACA, l'absence d'un marqueur unique pour cette source et la composition variable du parc automobile dans l'espace et le temps font que l'exposition à la PACA est particulièrement difficile à étudier (Khreis et Nieuwenhuijsen 2017). Dans la documentation sur la PACA, deux grandes catégories de mesures d'exposition servent couramment à évaluer la part des émissions liées à la circulation automobile dans la pollution atmosphérique ambiante : 1) évaluation de chaque polluant lié à la circulation automobile, comme le NO2, les PM2,5 et le benzène, et 2) mesures fondées sur l'infrastructure du réseau routier et la circulation automobile, comme la distance par rapport à la route la plus proche et les mesures de la densité de la circulation (Panel on the Health Effects of Traffic-Related Air Pollution de l'Institut de recherche sur les effets sur la santé [HEI] 2010). De tous les composants de la PACA, le NO2 est considéré comme la mesure la plus directe de l'exposition à la PACA : les données indiquent que la circulation automobile locale génère jusqu'à 80 % du NO2 présent dans l'air ambiant, alors qu'un pourcentage beaucoup plus faible des PM2,5 dans l'air ambiant – entre 9 % et 66 % – serait attribuable à la circulation automobile (Khreis et Nieuwenhuijsen 2017). Même si les concentrations ambiantes de benzène ont diminué depuis l'adoption d'une réglementation rigoureuse, les sources mobiles routières demeurent la principale source d'émissions atmosphériques de benzène au Canada (Conseil canadien des ministres de l'environnement [CCME] 2012). Les concentrations de benzène ont tendance à être supérieures dans les véhicules et sur les routes urbaines, et elles diminuent à mesure qu'on s'éloigne de la source (elles sont élevées en bordure de route, puis elles diminuent dans les zones urbaines et encore plus dans les zones rurales) (CCME 2012; HEI 2010). Comparativement aux données sur des polluants atmosphériques précis, les mesures fondées sur les paramètres de la circulation et du réseau routier, comme la distance par rapport à une route et la densité de la circulation, sont intuitivement propres aux sources de circulation et leur acquisition est simple et rentable (Khreis et Nieuwenhuijsen 2017). Toutefois, ces mesures peuvent ne pas tenir compte de certains déterminants qui influencent la concentration relative des polluants composant la PACA, comme le volume de circulation ou les types de véhicules (p. ex. la proportion de voitures et de camions). En outre, les mesures de la circulation peuvent varier considérablement d'une étude à l'autre (p. ex. distances différentes par rapport à la chaussée, classifications routières différentes), ce qui limite la capacité de comparer directement leurs résultats. En 2010, le HEI a publié une revue critique de la littérature sur la PACA, y compris les émissions, l'exposition à la PACA et ses effets sur la santé (HEI 2010). En ce qui a trait aux effets sur la santé, une évaluation de la littérature épidémiologique devait permettre de cerner les liens de causalité entre l'exposition à la PACA et des résultats sur la santé. Pour les besoins de cette évaluation, la littérature toxicologique a été examinée en vue de définir les mécanismes biologiques qui expliqueraient en quoi les émissions liées à la circulation automobile contribuent aux effets observés dans les études épidémiologiques. Cette revue a permis au HEI de classifier les liens de causalité entre l'exposition à la PACA et certains résultats sur la santé (tableau 1.1).

Tableau 1.1. Résumé des résultats sur la santé et classification des liens de causalité tirés de la revue menée par le HEI (HEI Panel on the Health Effects of Traffic-Related Air Pollution, 2010)Note de bas de page a
Résultat sur la santé Classification du lien de causalité
Mortalité et morbidité

Mortalité de toutes causes et mortalité cardiovasculaire

Données évocatrices, mais insuffisantes
Morbidité cardiovasculaire Données évocatrices, mais insuffisantes
Asthme et appareil respiratoire (enfants)
Incidence et prévalence de l'asthme Données suffisantes ou évocatrices, mais insuffisantes
Facteurs d'exacerbation des symptômes avec asthme Données suffisantes
Facteurs d'exacerbation des symptômes sans asthme Données inadéquates et insuffisantes
Utilisation des soins de santé Données inadéquates et insuffisantes
Asthme et appareil respiratoire (adultes)
Apparition de l'asthme à l'âge adulte Données inadéquates et insuffisantes
Symptômes respiratoires Données évocatrices, mais insuffisantes
Appareil respiratoire
Fonction pulmonaire (tout âge) Données évocatrices, mais insuffisantes
Maladie pulmonaire obstructive chronique Données inadéquates et insuffisantes
Allergies Données inadéquates et insuffisantes
Autres résultats sur la santé
Résultats liés aux naissances Données inadéquates et insuffisantes
Cancer (non lié à l'exposition professionnelle aux GED) Données inadéquates et insuffisantes
a

D'après le tableau 7.3 de la revue (HEI Panel on the Health Effects of Traffic-Related Air Pollution, 2010).

Retour à la référence de la note de bas de page a referrer

Depuis la publication de la revue menée par le HEI, la PACA est demeurée un domaine de recherche actif d'intérêt en santé environnementale. À cette fin, Santé Canada a évalué le rôle de la PACA à l'égard des effets indésirables liés à l'asthme, aux allergies et à la fonction pulmonaire (Santé Canada 2020); ses conclusions figurent au tableau 1.2. Santé Canada publiera plusieurs rapports visant à caractériser et à évaluer l'exposition à la PACA, ses différents effets sur la santé et les répercussions connexes dans le contexte canadien. Le présent rapport porte sur l'exposition à la PACA et le risque de cancer.

Tableau 1.2. Résumé des résultats sur la santé et classification des liens de causalité selon Santé Canada (2020)
Résultat sur la santé Classification du lien de causalité
Incidence de l'asthme (enfants) Données suffisantes pour conclure à un lien de causalité
Prévalence de l'asthme (enfants) Données suffisantes pour conclure à un lien de causalité
Incidence de l'asthme (adultes) Données inadéquates pour conclure à un lien de causalité
Prévalence de l'asthme (adultes) Données évocatrices, mais insuffisantes pour conclure à un lien de causalité
Sensibilisation allergique et réactions allergiques Données évocatrices, mais insuffisantes pour conclure à un lien de causalité
Fonction pulmonaire Données suffisantes pour conclure à un lien de causalité probable

Santé Canada a déjà mené une évaluation des risques que posent pour la santé humaine les gaz d'échappement des moteurs diesel (GED; Santé Canada 2016a) ainsi que les gaz d'échappement des moteurs à essence (GEE; Santé Canada 2017). Ces évaluations des risques ont montré que les émissions des véhicules routiers au diesel et à essence ont des répercussions considérables sur la santé de la population canadienne, à mesure qu'augmente leur contribution aux concentrations des principaux contaminants atmosphériques dans l'air ambiant. D'ailleurs, Santé Canada a jugé que le poids de la preuve établissait le rôle causal des mélanges de GED et de GEE dans l'apparition d'effets néfastes sur la santé. L'évaluation des GED a notamment permis de conclure que ce type de gaz d'échappement cause des troubles respiratoires aigus, ainsi que le cancer du poumon, et qu'il est probable qu'il soit à l'origine de troubles respiratoires chroniques, de troubles immunologiques et de troubles cardiovasculaires aigus. Dans le cas du cancer du poumon en particulier, la conclusion relative au lien de causalité repose sur des études épidémiologiques en milieu de travail, corroborées par des données biologiques abondantes. L'évaluation des GEE, quant à elle, a permis de déterminer que les données probantes laissaient entrevoir un lien de causalité entre l'exposition au mélange de GEE et les troubles respiratoires, mais qu'elles étaient inadéquates pour conclure à un lien de causalité avec le cancer ou d'autres problèmes de santé. Dans le cas du cancer en particulier, la conclusion concernant la causalité reposait sur l'impossibilité d'évaluer les effets cancérigènes liés à l'exposition au mélange de GEE en raison de la quantité, de la qualité et de la pertinence insuffisantes des études dans la documentation épidémiologique et biologique.

L'examen des effets des GED et des GEE sur la santé par l'entremise d'études épidémiologiques auprès de populations générales a été limité par le fait que les populations sont généralement exposées à la fois aux GEE et aux GED et par la complexité d'évaluer l'exposition à ces mélanges, vu l'absence d'un marqueur unique d'exposition. Cependant, des recherches épidémiologiques approfondies ont été menées pour comprendre les effets sur la santé de toutes les émissions de véhicules routiers (c.-à-d. de la PACA), ce qui constitue la meilleure représentation du mélange réel de polluants auquel les Canadiens sont exposés chaque jour. On estime que 10 millions de personnes (près d'un tiers de la population totale) vivent dans un rayon de 500 m d'une autoroute ou de 100 m d'une route urbaine majeure (Brauer et coll. 2013). De plus, on estime que les Canadiens vivant en milieu urbain passent plus d'une heure par jour dans des microenvironnements influencés par une circulation automobile modérée à intense, y compris lorsqu'ils se déplacent dans un véhicule ou utilisent un mode de transport actif (Matz et coll. 2018). Au Canada, la circulation automobile constitue une importante source de pollution de l'air extérieur et contribue à la présence de PM dans la pollution atmosphérique, deux facteurs qui ont été évalués par le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC 2016) et jugés cancérigènes pour les humains (groupe 1). Le CIRC (2014) a également classé les GED comme cancérigènes pour les humains (groupe 1) et les GEE comme possiblement cancérigènes pour les humains (groupe 2B).

La présente évaluation des risques examine le lien entre l'exposition à la PACA et le cancer, repose sur les évaluations des risques pour la santé humaine propres aux GED et aux GEE, ainsi que les conclusions du CIRC selon lesquelles la pollution de l'air extérieur, la présence de PM dans la pollution atmosphérique et les GED sont cancérigènes pour les humains (groupe 1) et les GEE, possiblement cancérigènes pour les humains (groupe 2B). Cet effet sur la santé en lien avec l'exposition à la pollution atmosphérique, y compris la PACA ou ses composants, a été évalué et documenté dans des publications scientifiques.

1.2 Approche et objectifs

Cette évaluation des risques a été réalisée par l'entremise d'une revue globale. Une revue globale comprend la recherche, l'organisation et l'évaluation systématiques des données probantes existantes provenant de nombreuses revues systématiques Note de bas de page 1, avec ou sans méta-analysesNote de bas de page 2 (Aromataris et coll. 2015). L'élément le plus caractéristique des revues globales est que ce type de synthèse des données probantes n'inclut que des données de la plus haute qualité. Plus précisément, dans le cadre des revues globales, les unités à l'échelle desquelles s'effectue l'analyse sont des revues systématiques publiées avec ou sans méta-analyse. Une telle approche permet une revue rapide de l'ensemble des données probantes existantes et en fait ressortir les points cohérents ou contradictoires. Une revue globale est idéale pour déterminer si des revues systématiques répondant à des questions semblables ont fait des observations semblables et tiré des conclusions généralement semblables de façon indépendante. Toutefois, la base documentaire se limite aux documents publiés avant la dernière revue systématique; ainsi, les études primaires récentes ne seront pas forcément prises en compte. Il est important de noter que l'objectif d'une revue globale n'est pas de répéter le processus de définition, d'évaluation et de synthèse des études primaires incluses dans les revues systématiques, avec ou sans méta-analyses, qui la composent. L'objectif est plutôt de fournir un résumé des synthèses de recherche existantes et d'en tirer une interprétation globale d'un sujet vaste.

La présente évaluation des risques fondée sur une revue globale a porté sur des revues systématiques, des revues systématiques–méta-analyses (RS-MA) et des revues critiques (soit une analyse détaillée de la littérature). Bien que ces revues critiques n'aient pas été effectuées à titre de revues systématiques, elles fournissaient néanmoins une vue d'ensemble des résultats de recherche visant à permettre de déterminer l'existence d'un lien de causalité entre l'exposition et les effets sur la santé; elles ont donc été considérées comme une source d'information dans l'évaluation des risques.

La présente évaluation des risques visait à examiner les liens entre l'exposition à la PACA et le cancer au moyen d'une approche de revue globale, fondée sur des revues de la littérature épidémiologique. À partir de cette évaluation, une méthode du poids de la preuve a été adoptée pour déterminer le rôle causal de la PACA par rapport à la leucémie infantile, ainsi qu'au cancer du poumon et au cancer du sein chez l'adulte. Les autres types de cancer n'ont pas été évalués en raison de l'absence de revues systématiques pouvant faire l'objet d'une revue globale. De surcroît, les données mécanistes issues d'une revue des revues systématiques et de rapports d'évaluation des risques liés aux composants de la PACA ont servi à l'évaluation de la plausibilité biologique des associations cernées dans la revue globale, de même qu'à la détermination de la causalité.

Le présent document d'évaluation des risques est structuré comme suit :

Chapitre 2. Méthode

Dans le présent chapitre, la méthodologie utilisée pour cette évaluation des risques est décrite en détail. La section 2.1 décrit la revue de la portée, qui a permis de recenser la documentation épidémiologique pertinente sur l'exposition à la PACA et les résultats défavorables pour la santé, ainsi que la mise à jour subséquente de la recherche documentaire en fonction des critères d'effet (cancer) considérés dans la revue globale. La section 2.2 détaille la démarche d'évaluation de la qualité des articles de revue devant être examinés dans la revue globale des données épidémiologiques. La section 2.3 décrit comment les données biologiques relatives à la PACA et les critères d'effet étudiés ont servi à évaluer la plausibilité biologique, puis on y précise les sources de ces données. Enfin, la section 2.4 présente les critères utilisés pour déterminer le niveau de causalité par la méthode du poids de la preuve.

2.1 Revue de la portée et mise à jour de la recherche documentaire

Comme première étape, une revue de la portéeNote de bas de page 3 de la littérature épidémiologique traitant des effets de la PACA sur la santé humaine a été menée (Matz et coll. 2019). La principale question de recherche pour cette revue de la portée était la suivante : quels sont les ouvrages scientifiques existants qui traitent du lien entre l'exposition à la PACA et les effets indésirables sur la santé humaine, y compris les effets touchant divers systèmes (respiratoire, cardiovasculaire, immunologique, reproducteur [développement] et nerveux), ainsi que d'autres effets sur la santé, comme le cancer et la mortalité? La revue de la portée comprenait des articles de recherche épidémiologique primaire et certains types de revues (décrits ci-dessous) qui avaient été publiés dans des revues évaluées par des pairs et qui répondaient aux objectifs de la revue de la portée. Les modèles d'études observationnelles pris en considération étaient les études cas-témoins, de cohorte, transversales, par panel, écologiques, de séries chronologiques et de cas croisées. Les études biologiques ont été incluses uniquement si des sujets humains y avaient participé (c.-à-d. des études d'exposition contrôlée chez l'humain). Les types de revues inclus dans la revue de la portée comprenaient les revues systématiques, les méta-analyses, les revues de la portée et les revues critiques qui comprenaient une évaluation du lien de causalité. En ce qui a trait aux mesures de l'exposition à la PACA et à la circulation automobile, les critères d'inclusion ont été définis d'après la revue critique de la PACA par le panel du HEI sur les effets de la pollution atmosphérique liée à la circulation automobile (HEI Panel on the Health Effects of Traffic-Related Air Pollution, 2010). Ces critères ont permis aux examinateurs d'extraire les études axées sur la PACA ou la circulation automobile d'un large éventail d'études sur la pollution atmosphérique en général. Les mesures d'exposition suivantes satisfaisaient aux critères d'inclusion : distance par rapport aux routes; mesures de la densité de la circulation automobile; modélisation (p. ex. régression de l'utilisation des terres [RUT] et dispersion) visant à estimer l'exposition à la circulation automobile spécifiquement; répartition des sources selon la circulation automobile; professions caractérisées par l'exposition à la circulation automobile (p. ex. chauffeurs de taxi et camionneurs); sujets dans des emplacements caractérisés par le degré d'exposition à la circulation automobile (p. ex. comparaison entre des emplacements à faible ou à forte exposition) et surveillance des polluants liés à la PACA (p. ex. NO2 et CN) lorsque les mesures pouvaient raisonnablement être liées aux sources de circulation automobile (p. ex. surveillance de routes en particulier). Afin de limiter la confusion attribuable aux vapeurs d'essence (l'essence étant volatile), les études qui caractérisaient l'exposition en fonction de la proximité des stations-service ont été exclues de la revue de la portée.

Les recherches documentaires ont été menées par un bibliothécaire de Santé Canada dans deux bases de données, Ovid Embase et Ovid MEDLINE, et ont couvert la période allant du 1er janvier 2000 au 4 avril 2018. La stratégie de recherche et les critères d'inclusion sont décrits plus en détail dans Matz et coll. (2019). Deux évaluateurs ont examiné de façon indépendante les références extraites de la recherche documentaire pour déterminer leur admissibilité, d'abord selon le titre et le résumé, puis le texte complet; les désaccords ont été résolus au moyen d'une approche consensuelle. Pour la schématisation des données probantes, l'extraction des données incluait les paramètres de conception de l'étude et les résultats sur la santé humaine. Des tableaux récapitulatifs descriptifs ont été créés pour offrir un résumé général du nombre et des types d'articles évaluant les divers types d'effets sur la santé et une tabulation recoupée en fonction des paramètres de conception de l'étude. Le processus de revue a été géré entièrement à l'aide de DistillerSR (Evidence Partners, Ottawa, Ontario).

La revue de la portée a montré qu'il convenait d'évaluer le lien entre l'exposition à la PACA et le cancer au moyen d'une revue globale. Plus précisément, dans le cas du cancer chez les enfants, trois RS-MA et trois revues systématiques comprenant une évaluation du lien de causalité ont été trouvées; toutes les revues fournissaient une estimation des risques de leucémie infantile. Dans le cas des cancers chez les adultes, on comptait trois RS-MA et une revue critique portant sur le cancer du poumon, ainsi qu'une RS-MA et une revue systématique évaluant un lien de causalité entre la PACA et la génotoxicité, à l'issue de la revue de la portée. Cinq autres articles identifiés lors de la recherche et comportant des estimations de risques regroupées, mais sans analyse de revue systématique ont été exclus après une évaluation du texte intégral (c.-à-d. analyse regroupée seulement). Pour les besoins de l'évaluation fondée sur une revue globale, une mise à jour de la littérature a été effectuée les 24 et 25 septembre 2019, à l'aide d'une stratégie de recherche précise qui limitait la portée des études au cancer; cette stratégie de recherche est présentée à l'annexe A. Sept nouveaux articles répondant aux critères d'inclusion (c.-à-d. les critères établis pour la revue de la portée décrits dans Matz et coll. [2019]) ont été trouvés grâce à la nouvelle recherche documentaire : deux RS-MA sur la leucémie infantile, deux revues systématiques sur le cancer du sein chez les adultes et trois revues critiques sur la génotoxicité ou le cancer chez les adultes. Selon la revue de la portée et la mise à jour subséquente de la littérature, il était pertinent d'inclure dans la revue globale la leucémie infantile, le cancer du poumon chez les adultes et le cancer du sein chez les adultes.

La figure 2.1 illustre le processus de sélection des études.

Figure 2.1. Processus de sélection des études pour les besoins de la revue de la portée et de la revue globale
Figure 2.1. La version textuelle suit.
Figure 2.1 - Équivalent textuel

La figure 2.1 illustre le flux d'informations à travers les différentes phases d'un examen systématique et indique le nombre d'enregistrements identifiés, inclus et exclus, ainsi que les raisons des exclusions. Pour l'examen de la portée : 16 328 enregistrements ont été identifiés grâce à la recherche dans la base de données, dont 11 797 enregistrements sont restés après la suppression des doublons. 11 797 enregistrements ont ensuite été examinés pour le titre et le résumé, après quoi 9 435 enregistrements ont été exclus et le texte intégral de 2 362 articles primaires et de synthèse a été évalué pour leur éligibilité. Parmi ces articles en texte intégral, 1 334 ont été exclus avec raison, laissant 956 articles primaires et 72 articles de synthèse dans la carte des preuves : 17 des 72 articles de synthèse étaient éligibles pour le cancer et la génotoxicité. 1 article a été identifié à partir de recherches secondaires. Suite à l'évaluation en texte intégral, 7 articles ont été exclus et 5 autres articles ont été exclus sur l'évaluation de la qualité.

Un sous-ensemble de 3 articles a été séparé en tant qu'articles sur la génotoxicité (épidémiologie moléculaire) identifiés pour l'examen des preuves expérimentales. Une mise à jour de la recherche documentaire a été effectuée qui comprenait 992 enregistrements supplémentaires pour lesquels 7 ont été inclus comme articles éligibles tandis que 985 enregistrements ont été exclus, laissant 11 articles dans l'examen parapluie.

2.2 Revue globale : évaluation de la qualité des revues

Dans le cadre de la revue globale, la qualité méthodologique de chacune des RS-MA, des revues systématiques et des revues critiques déterminées pendant la revue de la portée a été évaluée à l'aide de l'outil AMSTAR 2 (Shea et coll. 2017). Cet outil d'évaluation critique de la qualité permet l'évaluation de revues systématiques d'études avec et sans répartition aléatoire au sujet d'interventions en soins de santé. Un guide complet est proposé aux auteurs de revues dans ce domaine (Higgins et coll. 2019). Bien que l'outil AMSTAR 2 compte 16 domaines d'évaluation, il n'est pas conçu pour fournir une note globale. Plutôt, les utilisateurs de l'outil sont invités à cerner les domaines critiques qui influencent la validité d'une revue et le degré de certitude qu'ils peuvent en tirer. Le recours à une note globale pourrait masquer les lacunes et les faiblesses des domaines critiques.

Dans le cadre de la présente évaluation des risques fondée sur une revue globale, l'outil AMSTAR 2 a servi à définir les domaines critiques les plus pertinents relativement aux études d'épidémiologie environnementale. En tout, huit domaines critiques ont été cernés (voir le tableau 2.1) : cinq domaines s'appliquent à toutes les revues et trois autres s'appliquent uniquement aux synthèses quantitatives. Chacune des revues a été évaluée en fonction des domaines critiques, et l'attribution de notes associées aux domaines critiques a été considérée comme un moyen raisonnable de déterminer la qualité de la revue. Chaque point recevait une note de 1 si le critère avait été respecté, une note partielle de 0,5 si certains aspects du critère n'avaient pas été respectés, ou une note de 0 si le critère n'avait pas été respecté, s'il y avait une incertitude ou si le critère n'était pas applicable. Ainsi, plus la note est élevée, moins la revue présente de lacunes ou de faiblesses critiques qui réduisent sa validité et le degré de certitude qu'on peut en tirer. Puisque trois des huit questions ne s'appliquaient qu'aux méta-analyses, les RS-MA ont été évaluées en fonction d'une note maximale de huit, alors que les revues systématiques sans méta-analyse et les revues critiques ont été évaluées selon une note maximale de cinq. Les revues incluses ont été évaluées indépendamment par deux évaluateurs; les désaccords ont été résolus au moyen d'une approche consensuelle. La qualité des revues a été définie comme étant inférieure, moyenne ou supérieure, selon la note attribuée lors de l'évaluation des domaines critiques (voir l'annexe B pour de plus amples renseignements). Cette démarche de notation a servi à distinguer les revues dont les notes étaient faibles (c.-à-d. celles qui présentaient un faible degré de certitude et une faible validité en raison de faiblesses et de failles critiques dans une majorité de domaines critiques); ces revues de qualité inférieure n'ont pas été prises en considération dans la revue globale. La revue globale implique une évaluation complète de toutes les revues incluses (soit les revues ayant obtenu une note moyenne ou supérieure).

Tableau 2.1. Domaines critiques de l'outil d'évaluation AMSTAR 2 adapté aux études d'épidémiologie environnementale

Domaines critiques d'AMSTAR 2 les plus pertinents pour les études d'épidémiologie environnementale

  1. Les auteurs de la revue ont-ils utilisé une stratégie de recherche documentaire exhaustive?
  2. Les auteurs de la revue ont-ils fourni une description adéquatement détaillée des études incluses?
  3. Les auteurs ont-ils eu recours à une technique satisfaisante pour évaluer la qualité de l'étude ou évaluer le risque de biais (RB) de chaque étude incluse dans la revue?
  4. Les auteurs de la revue ont-ils tenu compte de la qualité de l'étude ou du RB de chaque étude lors de l'interprétation ou de la description des résultats de la revue?
  5. Les auteurs de la revue ont-ils fourni une explication satisfaisante et une description de toute hétérogénéité observée dans les résultats de la revue, le cas échéant?
  6. Si une méta-analyse a été effectuée, les auteurs ont-ils utilisé les méthodes appropriées pour le regroupement statistique des résultats?
  7. Si une méta-analyse a été effectuée, les auteurs de la revue ont-ils évalué l'éventuelle incidence de la qualité de l'étude ou du RB de chaque étude sur les résultats de la méta-analyse ou de la synthèse des données probantes?
  8. S'ils ont effectué une synthèse quantitative, les auteurs de la revue se sont-ils suffisamment interrogés sur tout biais de publication (biais d'étude de petite envergure) et ont-ils discuté de son incidence probable sur les résultats de la revue?

2.3 Données biologiques

Afin d'évaluer les données biologiques, ainsi que la plausibilité biologique des liens observés dans la revue globale entre l'exposition à la PACA et le cancer, l'équipe d'évaluation a procédé à l'examen des données probantes issues des revues systématiques récentes, de même qu'à une revue des évaluations faites par des organismes reconnus mondialement, dont Santé Canada, le HEI, l'Environmental Protection Agency des États-Unis (EPA des É.-U.) et le CIRC. Les revues systématiques, ainsi que les sections des évaluations concernant les aspects biologiques pertinents, portaient sur des études par panel, des études sur l'exposition humaine contrôlée, des études expérimentales sur des animaux et des études in vitro. Ces publications ont été revues en fonction de l'analyse et de l'évaluation qu'elles font des liens entre l'exposition à la PACA et le cancer, y compris la génotoxicité. Il convient de noter que, contrairement aux études épidémiologiques, ces études biologiques ont habituellement été menées en fonction de concentrations et de durées d'exposition précises et reflétaient une exposition aux composants de la PACA (NO2, PM2,5) et aux mélanges connus pour contribuer à la PACA (GED et GEE). Bien que bon nombre des études comportent de courtes périodes d'exposition ou de fortes concentrations d'exposition (supérieures à l'exposition de la population générale), les réactions biologiques constatées sont instructives en ce sens qu'elles fournissent un aperçu mécaniste des voies qui pourraient mener aux effets observés dans les études épidémiologiques à long terme.

2.4 Détermination de la causalité

En combinaison avec l'évaluation de la qualité des articles de revue, les synthèses quantitatives des RS-MA ont été considérées comme fournissant les preuves de meilleure qualité, alors que les synthèses qualitatives des revues systématiques et critiques ont fourni un appui quant aux ouvrages scientifiques existants pour déterminer la causalité. Les données biologiques ont servi à corroborer les liens observés dans la littérature épidémiologique et à faciliter la détermination de la causalité.

Dans la présente évaluation, la méthode du poids de la preuve qui a servi à déterminer le rôle causal de la PACA dans l'apparition des effets étudiés reposait sur un certain nombre de critères, notamment les critères d'inférence causale définis par Bradford Hill (1965). Ces critères, qui sont largement utilisés dans les revues de la littérature épidémiologique, sont considérés de façon collective dans l'évaluation du poids de la preuve :

Ces critères permettent la formulation de différentes conclusions quant au lien unissant l'exposition à la PACA à un effet sur la santé : lien de causalité, lien de causalité probable, évocateur d'un lien de causalité, données inadéquates pour conclure à un lien de causalité ou lien de causalité peu probable. Les définitions de ces conclusions concernant la causalité, d'après l'EPA des É.-U. (2015), figurent au tableau 2.2. Santé Canada a déjà utilisé un tel cadre d'analyse de la causalité dans les évaluations des risques associés aux GED (2016a), au NO2 (2016b) et aux GEE (2017), lesquelles reposaient en grande partie sur la littérature primaire. Dans la présente évaluation fondée sur une revue globale, tout comme dans celle relative au rôle de la PACA dans les effets indésirables liés à l'asthme, aux allergies et à la fonction pulmonaire (Santé Canada 2020), Santé Canada a appliqué le cadre d'analyse de la causalité en reconnaissant que chaque revue publiée (c.-à-d. l'unité d'analyse d'une revue globale) représentait une synthèse de nombreuses études primaires.

Tableau 2.2. Détermination de la causalité en fonction du poids de la preuve (d'après l'EPA des É.-U., 2015)
Lien Description
Lien de causalité Les données probantes sont suffisantes pour conclure qu'il existe un lien de causalité avec des expositions pertinentes aux polluants (p. ex. doses ou expositions se comparant aux concentrations observées récemment, généralement à un ou deux ordres de grandeur près). Autrement dit, il a été constaté que le polluant entraîne des effets sur la santé dans des études où le hasard, les facteurs de confusion et les autres biais ont pu être exclus avec une certitude raisonnable. Par exemple : (1) des études d'exposition contrôlée chez l'humain qui montrent des effets constants ou (2) des études observationnelles qui ne peuvent s'expliquer autrement de façon plausible ou qui sont appuyées par d'autres éléments de preuve (p. ex. des études sur des animaux ou des données sur le mode d'action). En général, la conclusion est fondée sur plusieurs études de qualité supérieure menées par plusieurs groupes de recherche.
Lien de causalité probable Les données probantes sont suffisantes pour conclure qu'il existe probablement un lien de causalité avec des expositions pertinentes aux polluants. Autrement dit, il a été constaté que le polluant entraîne des effets sur la santé dans des études où le hasard, des facteurs de confusion et d'autres biais peuvent être exclus, mais des incertitudes persistent quant à l'ensemble de la preuve. Par exemple : (1) des études observationnelles montrent un lien, mais les expositions à des copolluants sont difficiles à étudier ou les autres éléments de preuve (exposition contrôlée chez l'humain, études sur des animaux ou données sur le mode d'action) sont limités ou incohérents, ou (2) les résultats de plusieurs études toxicologiques réalisées sur des animaux par des laboratoires différents montrent des effets, mais les données humaines sont limitées ou inexistantes. De façon générale, la conclusion est fondée sur plusieurs études de qualité supérieure.
Données évocatrices, mais insuffisantes pour conclure à un lien de causalité Les données évoquent un lien de causalité avec des expositions pertinentes aux polluants, mais ce lien demeure limité parce qu'il n'est pas possible d'écarter l'effet du hasard, des facteurs de confusion et d'autres biais. Par exemple : (1) si l'ensemble de données probantes est relativement petit, au moins une étude épidémiologique de qualité supérieure montre un lien avec un effet sur la santé ou au moins une étude toxicologique de qualité supérieure révèle des effets pertinents pour les humains chez des espèces animales, ou (2) si l'ensemble de données probantes est relativement grand, les résultats d'études de qualité variable sont généralement probants, mais pas toujours constants, et il peut y avoir cohérence entre les éléments de preuve (p. ex. études sur des animaux ou renseignements sur le mode d'action) à l'appui de la conclusion.
Données inadéquates pour conclure à un lien de causalité Les données ne permettent pas de déterminer s'il existe un lien de causalité avec des expositions pertinentes aux polluants. Le nombre, la qualité, la cohérence ou la puissance statistique des études disponibles ne permettent pas de tirer une conclusion quant à la présence ou à l'absence d'un effet.
Lien de causalité peu probable Les données indiquent qu'il n'existe pas de lien de causalité avec des expositions pertinentes aux polluants. Plusieurs études de qualité couvrant la gamme complète des degrés d'exposition connus auxquels sont soumis les êtres humains et examinant des populations à risque à différentes étapes du cycle de la vie montrent toutes qu'il n'y a pas d'effet, quel que soit le degré d'exposition.

Chapitre 3 Revue globale

3.1 Caractéristiques des revues incluses

La revue de la portée et la mise à jour subséquente de la recherche documentaire ont permis de trouver respectivement 18 et 6Note de bas de page 4 articles pertinents, qui rendaient compte de revues d'études épidémiologiques. Une autre revue d'études épidémiologiques pertinente (Sun et coll. 2014) a été relevée pendant l'examen des listes de références des articles. Après l'évaluation du texte intégral, 16 articles ont fait l'objet d'une évaluation de la qualité, et 11 articles ont été inclus dans la revue globale. L'évaluation de la qualité des revues a été effectuée à l'aide de l'outil AMSTAR 2 adapté (décrit à la section 2.2). Cinq revues (Brugge et coll. 2007, Pyatt et Hays 2010, Boothe 2008, Leng et coll. 2019, Sahay et coll. 2019) ont été jugées inacceptables et exclues de l'évaluation des risques, en raison de leur qualité inférieure (c.-à-d. faible validité et faible certitude pouvant être tirées des résultats de la revue), après l'évaluation des domaines critiques. Six revues (Tsoi et Tse 2012; Boothe et coll. 2014; Sun et coll. 2014; Chen et coll. 2015; Filippini et coll. 2015, 2019) ont été jugées de qualité supérieure, et les autres (Raaschou-Nielsen et Reynolds 2006; Hamra et coll. 2015; Carlos-Wallace et coll. 2016; White et coll. 2018; Gong et coll. 2019) ont été jugées de qualité moyenne. La plupart des revues ne tenaient pas compte du risque de biais de chacune des études qui les composaient. Toutes les études de qualité supérieure ou moyenne ont été incluses dans l'évaluation pour la revue globale. De plus amples renseignements ainsi que les notes individuelles figurent dans le tableau d'évaluation de la qualité des études à l'annexe B.

En ce qui concerne la méthodologie générale, deux des études étaient des revues systématiques et neuf, des RS-MA. Les six RS-MA et les revues systématiques portant sur les cancers pédiatriques concernaient la leucémie, tandis que les trois RS-MA liées aux cancers chez les adultes portaient sur le cancer du poumon. Une revue systématique sur le cancer du sein a également été trouvée. Dans l'ensemble, les revues utilisées ont été publiées entre 2006 et 2019 et incluaient 100 études primaires uniques publiées entre 1988 et 2018. Parmi ces études primaires uniques, 34 portaient sur la leucémie infantile; cela comprenait des études cas-témoins (26 études), des études écologiques (6 études) et des études de cohorte (2 études). Parmi les 100 études primaires uniques, 54 ont examiné le cancer du poumon comme effet sur la santé : 22 étaient des études cas-témoins et 32, des études de cohorte. Douze des 100 études primaires uniques ont été examinées dans la revue systématique sur le cancer du sein, soit six études cas-témoins et six études de cohorte.

Le degré de chevauchement entre les revues, en ce qui concerne les études primaires sur les critères d'effets qui font l'objet de la présente synthèse, a également été déterminé. Cette information permet d'évaluer l'étendue de la littérature primaire et est présentée dans les tableaux C.1 et C.2 de l'annexe C pour la leucémie infantile et le cancer du poumon, respectivement. Le chevauchement partiel et la variabilité observés relativement aux études primaires incluses dans les revues peuvent être attribués à l'objectif précis de chaque revue, à ses critères d'inclusion et d'exclusion et à sa date de publication. Trois études primaires (Raaschou-Nielsen et coll. 2001; Langholz et coll. 2002; Crosignani et coll. 2004) ont été les plus citées; elles ont toutes été mentionnées dans les sept revues portant sur la leucémie infantile. Dans le cas du cancer du poumon, bien qu'aucune étude primaire n'ait été citée dans les trois revues portant sur cet effet, près de la moitié des études primaires (21) étaient citées dans deux revues. Un résumé de ces 16 articles de revue figure aux tableaux D.1 et D.2 de l'annexe D pour la leucémie infantile et le cancer chez l'adulte, respectivement.

Les estimations de risque incluses dans les analyses regroupées de la PACA et du cancer ont été obtenues à l'aide de diverses méthodes d'évaluation de l'exposition, en fonction notamment de la densité de la circulation automobile, de polluants particuliers (p. ex. le benzène et le NO2) et de la profession (emploi de conducteur professionnel). Dans le cas du cancer chez les enfants, bon nombre des études primaires ont utilisé des variables catégorielles pour évaluer l'exposition à la PACA, y compris les mesures de densité de la circulation automobile et la concentration de polluants. Ainsi, les estimations de risque ont été évaluées en fonction d'une comparaison entre les groupes présentant des niveaux d'exposition élevés et les groupes présentant des niveaux d'exposition faibles. Bien qu'il puisse y avoir des variations entre les études primaires en ce qui concerne les concentrations absolues dans les catégories d'exposition, les écarts d'exposition utilisés pour estimer chaque risque s'appliquent dans le cadre d'une étude donnée,puis sont intégrés de façon appropriée aux synthèses quantitatives des RS-MA. Pour les cancers chez les adultes, les études primaires qui se rapportaient à l'exposition de la population générale ont estimé les risques en fonction d'une augmentation progressive de la concentration de polluants (p. ex. par 10 µg/m3 de NO2). En comparaison, les études de groupes professionnels ont évalué les risques liés à des professions qui impliquent une exposition à la circulation automobile ou à la PACA (p. ex. les conducteurs professionnels) par rapport à des professions témoins appropriées (p. ex. les travailleurs de bureau).

3.2 Leucémie infantile

Les cancers infantiles sont rares, représentant moins de 1 % de tous les nouveaux cas de cancer au Canada (Société canadienne du cancer 2021a). La leucémie, qui prend naissance dans les cellules souches sanguines, est le cancer le plus courant pendant l'enfance. Il existe de nombreux types de leucémie; ils sont regroupés en fonction du type de cellules souches sanguines à partir duquel ils se sont développés et de la rapidité avec laquelle la leucémie se propage et gagne en importance. Parmi les types de leucémie qu'on retrouve chez les enfants, la leucémie aiguë lymphoblastique (LAL) est la plus courante, représentant environ 75 % des diagnostics, tandis que la leucémie aiguë myéloïde (LAM, parfois appelée leucémie aiguë non lymphocytaire [LANL]) est moins fréquente, représentant environ 20 % des diagnostics (Société canadienne du cancer 2021b). La LAL touche particulièrement les jeunes enfants (âgés de 1 à 4 ans) et les garçons plutôt que les filles. Plusieurs facteurs de risque ont été associés à la leucémie infantile, notamment les syndromes génétiques, le fait d'avoir une sœur ou un frère atteint de leucémie, l'exposition aux rayonnements, l'exposition à la chimiothérapie et le poids élevé à la naissance. D'autres facteurs de risque pourraient aussi être en cause : faibles niveaux de rayonnement, champs électromagnétiques, pesticides, fumée de cigarette, alcool, benzène et exposition de la mère à la peinture (Société canadienne du cancer 2021b).

Dans la présente évaluation des risques, toutes les revues qui avaient trait aux cancers infantiles concernaient la leucémie infantile. Des six RS-MA évaluant le lien entre la PACA et la leucémie infantile, trois ont été trouvées pendant la revue de la portée (Boothe et coll. 2014; Filippini et coll. 2015; Carlos-Wallace et coll. 2016), deux ont été identifiées lors de la mise à jour de la recherche documentaire (Filippini et coll. 2019; Gong et coll. 2019) et une a été identifiée dans la liste de références des articles inclus (Sun et coll. 2014). Ces six RS-MA sont examinées par ordre chronologique à la section 3.2.1. Une revue systématique (Raaschou-Nielsen et Reynolds 2006) visant à évaluer le lien entre l'exposition à la PACA et la leucémie infantile a également été trouvée lors de la revue de la portée. Bien que toutes les revues aient évalué la leucémie chez les enfants, bon nombre ont effectué des analyses par sous-groupes pour les deux principaux types de leucémie, soit la LAL et la LAM, ou ont limité leurs critères d'inclusion à ces deux types de leucémie seulement.

3.2.1 RS-MA

Sun et coll. (2014)

Suivant une méthode de revue systématique, Sun et coll. (2014) ont effectué une méta-analyse pour caractériser le lien entre la densité de la circulation automobile locale et le risque de leucémie infantile. Les auteurs ont limité leur analyse à des études originales publiées en anglais avec un plan d'étude cas-témoins chez les enfants de 15 ans ou moins. Les études primaires incluses devaient fournir une définition claire de la densité de la circulation automobile et présenter une estimation du rapport de cotes (RC) ou du risque relatif (RR) caractérisant le lien entre la densité de la circulation automobile et la leucémie. Pour les résultats rares dont l'incidence est inférieure à 10 %, comme les cancers infantiles, le RC se rapproche du RR et permet la combinaison quantitative des études primaires (Zhang et Yu, 1998). Onze études primaires comportant 12 estimations de l'effet ont été incluses dans la méta-analyse. Les études incluses ont été publiées entre 1989 et 2013, et leur durée variait de 2 à 27 ans. Elles ont été menées aux États-Unis (sept études) et en Europe (quatre études). Les études primaires ont utilisé différentes définitions de la densité de la circulation automobile : nombre de véhicules par jour (six études), véhicules-milles parcourus par mille carré (trois études), longueurs cumulatives des routes de classe 1 et 2 à moins de 500 m du lieu de résidence des sujets (une étude) et nombre de véhicules par jour multiplié par le nombre total de kilomètres de routes par kilomètre carré (une étude). Le type de leucémie pris en considération dans les études primaires différait également : LAL/LANL (quatre études); LAL/LAM (une étude); LAL (une étude) et inconnu (cinq études). La qualité des études a été évaluée à l'aide de l'échelle de Newcastle-Ottawa (NOS); six études primaires ont obtenu une note de 7 ou 8, tandis que cinq études ont obtenu une note de 5 ou 6 sur un total de 9 étoiles. Aucune des études primaires ne présentait un risque de biais élevé (note inférieure à cinq étoiles). Même si l'article de Sun et coll. (2014) indique que les RC ajustés ont été extraits de chaque étude afin d'estimer le RC regroupé, les auteurs n'ont fourni aucun autre renseignement, notamment sur la façon dont les RC ont été sélectionnés (p. ex. le plus élevé par rapport au plus faible, nature catégorielle ou continue) pour chacune des études primaires et la façon dont les facteurs de confusion ont été pris en considération dans les études primaires. L'hétérogénéité a été évaluée au moyen de la statistique I2 et du test Q de Cochran (un test du khi carré; valeur p). Puisque les estimations de risque regroupées sont considérées comme étant affectées par l'hétérogénéité (c.-à-d. p < 0,05 ou I2 > 50 %), elles ont été calculées à l'aide du modèle à effets aléatoires.

Pour leurs analyses quantitatives, Sun et coll. (2014) ont regroupé des RC représentant diverses définitions de la densité de la circulation automobile et indiqué qu'ils évaluaient les effets de cette densité sans égard à la définition utilisée. La méta-analyse à effets aléatoires a révélé un lien positif au seuil de signification statistiqueNote de bas de page 5 entre l'exposition à la densité de la circulation automobile et la leucémie infantile avec un RC regroupé de 1,03 (intervalle de confiance [IC] à 95 % : 0,98–1,09). L'hétérogénéité pour cette estimation regroupée était modérée à importante (I2 = 63,3 %, p = 0,002), ce qui confirme la pertinence du modèle à effets aléatoires pour la synthèse quantitative. Les analyses de sensibilité, dans lesquelles les études ont toutes été exclues successivement, ont indiqué que l'estimation regroupée était robuste. Il n'y avait aucune indication d'un biais de publication selon les tests de Begg et d'Egger, et le diagramme en entonnoir était symétrique.

Sun et coll. (2014) ont également effectué une analyse par sous-groupes selon le pays, la durée de l'étude, le score NOS et la définition de la densité de la circulation automobile, laquelle est illustrée au tableau 3.1. Des liens positifs, dont l'hétérogénéité est essentiellement modérée à importante, ont été observés pour toutes les estimations regroupées découlant de cette analyse, mais aucune comparaison n'a été faite entre les RC regroupés des sous-groupes pour une variable donnée. Lorsque l'analyse se limitait aux études primaires dans lesquelles la densité de la circulation automobile était définie par le nombre de véhicules par jour (n = 6), le lien était statistiquement significatif (RC = 1,31; IC à 95 % : 1,02–1,67); tous les autres liens étaient au seuil de signification statistique.

Tableau 3.1. Analyse par sous-groupes : méta-analyses à effets aléatoires des liens entre la densité de la circulation automobile et le risque de leucémie, d'après Sun et coll. (2014)
Groupe Sous-groupe Nombre d'études primaires incluses dans la méta-analyse RC regroupé (IC à 95 %) Hétérogénéité
I2 Valeur p
Toutes les études S.O. 12 1,03 (0,98–1,09) 63,3 % 0,002
Pays É.-U. 7 1,02 (0,99–1,05) 46,30 % 0,071
Europe 4 1,22 (0,98–1,53) 81,50 % 0,001
Durée de l'étude < 10 ans 6 1,06 (1,00–1,13) 36,70 % 0,162
≥ 10 ans 5 1,01 (0,95–1,07) 74,10 % 0,002
Score NOS ≤ 6 5 1,04 (0,95–1,15) 68,20 % 0,008
≥ 7 6 1,05 (0,96–1,15) 58,80 % 0,033
Définition de la densité de la circulation Véhicules par jour 6 1,31 (1,02–1,67) 74,40 % 0,002
Autres définitionsNote de bas de page a 5 1,02 (0,99–1,05) 47,60 % 0,089

S.O. = sans objet
a

Les autres définitions comprennent les véhicules-milles parcourus par mille carré, la longueur cumulative des routes de classe 1 et 2 dans un rayon de 500 m du lieu de résidence des sujets et le nombre de véhicules par jour multiplié par le nombre total de kilomètres de routes par kilomètre carré.

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Globalement, l'article de Sun et coll. (2014) fait ressortir un lien positif, au seuil de signification statistique, entre la densité de la circulation automobile locale et la leucémie infantile. L'estimation regroupée était robuste dans l'ensemble des analyses de sensibilité et ne comportait aucun biais de publication observé. Les analyses par sous-groupes ont aussi mené à des liens positifs au seuil de signification statistique ou statistiquement significatifs. Plus particulièrement, le nombre de véhicules par jour constituait la mesure de la densité de la circulation automobile la plus couramment utilisée et celle qui a donné lieu au lien le plus évident. L'hétérogénéité modérée à importante observée pour les estimations regroupées a été attribuée à la variabilité des méthodes d'évaluation de la densité de la circulation automobile, du type de leucémie étudiée, des caractéristiques de la population étudiée, de la durée de l'étude et de l'ajustement pour tenir compte d'éventuels facteurs de confusion entre les diverses études primaires. Afin d'intégrer cette hétérogénéité, les auteurs ont utilisé un modèle à effets aléatoires pour la méta-analyse. Plusieurs limites de l'étude ont également été relevées par les auteurs, notamment l'introduction d'un biais de rappel et de sélection attribuable au plan d'étude cas-témoins et la présence de facteurs de confusion inhérents aux études primaires (p. ex. conditions de vie, niveau de scolarité des parents et facteurs liés au mode de vie des parents).

Boothe et coll. (2014)

Boothe et coll. (2014) ont mené une RS-MA pour examiner le lien entre l'exposition à la circulation automobile à la résidence (selon la distance par rapport aux routes et la densité de la circulation automobile) et le cancer infantile dans les pays désignés par la Banque mondiale comme une « économie à revenu élevé ». La recherche s'est limitée à des articles de langue anglaise (p. ex. articles de revues à comité de lecture, résumés, rapports scientifiques et dissertations) publiés et indexés de janvier 1980 à juillet 2011. De plus, les articles ont été assujettis aux critères d'inclusion suivants : 1) plan analytique à l'échelle de l'individu avec un groupe témoin (étude transversale, cas-témoins ou de cohorte); 2) exposition à la circulation évaluée selon l'adresse domiciliaire (et non le code postal ou le secteur de recensement); 3) possibilité de déterminer ou de calculer une mesure d'ampleur de l'effet qui fournit une estimation du lien entre l'exposition à la circulation à la résidence et un résultat sur la santé (p. ex. RC, RR et taux d'incidence normalisé [TIN]). Parmi les 11 articles évalués par les pairs qui répondaient aux critères d'inclusion, neuf études primaires uniques sur le cancer chez les enfants ont été retenues : huit études cas-témoins présentant des RC et une étude basée sur la population qui présentait des TIN comme mesure des effets. Cette dernière étude primaire n'est pas prise en considération dans la synthèse ci-dessous et n'a été utilisée par les auteurs que dans les analyses de sensibilité. Les huit études cas-témoins portaient sur la leucémie infantile (leucémie, leucémie aiguë ou LAL). Même si trois de ces études primaires portaient également sur d'autres cancers infantiles, aucune analyse quantitative n'a été effectuée pour ces autres cancers en raison d'un nombre insuffisant d'études (moins de quatre études primaires); de même, ces autres cancers n'ont fait l'objet d'aucune analyse qualitative. Sept études primaires ont utilisé des témoins représentatifs de la population, et une étude primaire a utilisé des témoins provenant d'un milieu hospitalier. Les études primaires ont été menées aux États-Unis (quatre études) et en Europe (quatre études) sur une période allant de 1968 à 2004 (année du diagnostic); l'âge au diagnostic variait de 0 à 14 ans (six études), de 0 à 10 ans (une étude) et de 0 à 4 ans (une étude). Les huit études primaires ont tenu compte des sources possibles de confusion en ce qui concerne l'incidence de l'âge et du sexe sur le risque individuel; certaines études primaires ont également été ajustées pour tenir compte d'une éventuelle confusion liée au statut socioéconomique (SSE; trois études), à la race (deux études) et/ou à l'ethnicité (deux études); une seule étude comprenait un ajustement en fonction du tabagisme maternel. La qualité des études a été évaluée au moyen d'une échelle inspirée d'échelles existantes et de facteurs méthodologiques propres à la revue (p. ex. le type d'étude d'observation, la qualité de l'évaluation de l'exposition à la circulation automobile et la qualité de l'évaluation des résultats sur la santé). Pour les analyses par sous-groupes, les études primaires ont été catégorisées selon leur qualité supérieure ou inférieure en fonction de la note obtenue par rapport à la médiane.

En ce qui concerne l'exposition, une seule mesure de l'exposition à la circulation automobile pour chacune des huit études primaires répondait aux critères d'inclusion; trois études primaires utilisaient des mesures liées à « plusieurs routes » (p. ex. densité cumulative de la circulation automobile dans un rayon de 500 pi ou densité de la circulation automobile pondérée en fonction de la distance dans une zone tampon de 1 500 pi), et cinq études primaires utilisaient des mesures liées à « une seule route » (p. ex. distance par rapport à la route principale la plus proche ou densité de la circulation automobile sur la rue de résidence). Dans une des études primaires, l'exposition a été déterminée sur la base de déclarations volontaires. Cinq des études primaires ont évalué l'exposition au moyen d'une seule résidence (p. ex. adresse à la naissance, adresse au moment du diagnostic ou adresse occupée le plus longtemps entre la naissance et le diagnostic). Les trois autres études primaires ont évalué l'exposition au cours de diverses périodes d'exposition (p. ex., adresse à la naissance, adresse au moment du diagnostic, moyenne à vie pondérée en fonction du temps [période de l'enfance], grossesse et/ou périodes de l'enfance).

Pour l'analyse quantitative, une estimation de l'effet par résultat sur la santé a été choisie en fonction de divers facteurs, notamment la durée d'exposition la plus longue, la meilleure caractérisation de l'exposition à la circulation automobile, la comparaison entre la catégorie d'exposition la plus élevée et la catégorie d'exposition la plus faible, la prise en compte des facteurs de confusion sociodémographiques et comportementaux et l'absence d'ajustement en fonction des concentrations mesurées ou modélisées de polluants atmosphériques liés à la circulation automobile (pour éviter un éventuel surajustement). Il convient de souligner que les définitions de densité de la circulation automobile élevée et faible variaient d'une étude primaire à l'autre, mais que les écarts d'exposition s'appliquaient dans le cadre d'une étude donnée; les auteurs de la revue n'ont pas normalisé les estimations de risque pour l'analyse regroupée. Le modèle à effets aléatoires a été choisi a priori, car on s'attendait à ce que les mesures de l'exposition, les populations et les contextes varient considérablement d'une étude primaire à l'autre.

La méta-analyse à effets aléatoires a révélé un lien positif statistiquement significatif entre la leucémie infantile et l'exposition à la circulation automobile à la résidence, avec un RC regroupé pondéré de 1,39 (IC à 95 % : 1,03–1,88). Une hétérogénéité modérée à importante (I2 = 57,4 %, p = 0,02) a été observée pour l'estimation regroupée. Un lien positif statistiquement significatif (RC regroupé pondéré : 1,53; IC à 95 % : 1,12–2,10) a également été observé lorsque l'analyse se limitait aux sept études primaires qui évaluaient l'exposition en fonction de la période postnatale (c.-à-d. période de l'enfance, adresse au moment du diagnostic ou adresse occupée le plus longtemps); dans ce cas, l'hétérogénéité était faible à modérée (I2 = 37,8 %, p = 0,14). Diverses analyses stratifiées selon les caractéristiques de l'étude ont été effectuées pour examiner plus en détail la période d'exposition postnatale; elles sont présentées au tableau 3.2. Certaines de ces analyses comprenaient un faible nombre d'études primaires (deux ou trois). Les estimations regroupées découlant des analyses par sous-groupes ont révélé un risque accru de leucémie après une exposition postnatale à la circulation automobile à la résidence. Ce risque accru était statistiquement significatif lorsque l'analyse se limitait à des études primaires comportant l'une des caractéristiques suivantes : emplacement d'étude limité aux États-Unis, période d'étude antérieure à 1995, exposition évaluée à partir d'une seule route, type de cancer limité à la leucémie, prise en compte du SSE et note élevée quant à la qualité de l'étude. Toutefois, aucune différence statistiquement significative n'a été observée entre les RC regroupés des sous-groupes pour une variable donnée. Il convient de noter que l'hétérogénéité était modérée à importante (I2 = 42–62 %) pour le sous-groupe qui comprenait une étude primaire particulière; pour l'autre sous-groupe, l'hétérogénéité était faible (I2 = 0–15 %).

Tableau 3.2. Analyse par sous-groupes : méta-analyses à effets aléatoires des liens entre l'exposition postnatale à la circulation automobile et la leucémie infantile, d'après Boothe et coll. (2014)
Groupe Sous-groupe Nombre d'études primaires incluses dans la méta-analyse RC regroupé du sous-groupeNote de bas de page a (IC à 95 %) Valeur p entre les sous-groupesNote de bas de page b Hétérogénéité (I2)Note de bas de page c
Toutes les études postnatales S.O. 7 1,53 (1,12–2,10) S.O. 37,8 %
Lieu d'étude É.-U. 3 1,84 (1,08–3,13) 0,42 60,1 %
Europe 4 1,39 (0,91–2,13)   15,3 %
Période d'étude Avant 1995 4 1,89 (1,18–3,02) 0,24 42,0 %
1995 ou après 3 1,31 (0,89–1,93)   9,7 %
Type de mesure de l'exposition Plusieurs routes 2 1,48 (0,79–2,78) 0,81 0,0 %
Une seule route 5 1,62 (1,06–2,48)   54,5 %
Type de cancerNote de bas de page d Leucémie 4 1,83 (1,22–2,75) 0,59 42,0 %
Leucémie aiguë 2 1,26 (0,91–1,75)   54,8 %
Prise en compte du SSE Oui 4 1,87 (1,12–3,11) 0,35 61,1 %
Non 3 1,36 (0,90–2,07)   1,0 %
Note de qualité Supérieure 4 1,84 (1,22–2,78) 0,18 42,2 %
Inférieure 3 1,23 (0,81–1,88)   0,0 %

S.O. = sans objet
a

Écart d'exposition entre la catégorie d'exposition la plus élevée et la catégorie d'exposition la plus faible

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b

Valeur p du test Q fondé sur l'ANOVA; p < 0,05 indique que le RC regroupé est statistiquement différent entre les sous-groupes.

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c

La valeur p pour l'hétérogénéité n'a pas été fournie pour l'analyse par sous-groupes.

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d

La leucémie aiguë lymphoblastique n'a pas été incluse dans l'analyse par sous-groupes en raison du nombre insuffisant d'études (une étude).

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L'analyse de sensibilité pour la période d'exposition postnatale, dans laquelle chaque étude a été exclue à tour de rôle, était robuste; tous les RC regroupés pondérés sont demeurés positifs et statistiquement significatifs. Une étude primaire a été jugée responsable de toute l'hétérogénéité, ce qui donne à penser que l'estimation de l'effet provenant de cette étude était une valeur élevée aberrante. En conséquence, Booth et coll. (2014) ont effectué d'autres analyses de sensibilité à l'aide d'un RC plus petit et plus réaliste issu de la même étude primaire. Ils ont constaté que le RC regroupé pondéré n'était que légèrement réduit, passant de 1,53 à 1,48 (IC à 95 % = 1,13 à 1,92), et que l'hétérogénéité diminuait (I2 = 20,8 %), ce qui indique qu'aucune étude n'exerçait une influence excessive sur le RC regroupé pondéré. En outre, l'inclusion du TIN provenant de l'étude primaire basée sur la population dans la méta-analyse a légèrement augmenté le RC regroupé pondéré (1,57, IC à 95 % = 1,17–2,12). Bien que les tests de Begg et d'Egger et l'inspection visuelle du diagramme en entonnoir révélaient un biais de publication, le calcul du nombre d'études additionnelles (fail-safe N) selon Orwin indiquait que 19 études primaires manquantes déclarant un effet nul seraient nécessaires pour réduire de 1,41 à 1,10 le RC regroupé à effets fixes.

Boothe et coll. (2014) ont également tenu compte de l'exposition à la circulation automobile à la résidence pendant la période prénatale. La méta-analyse à effets aléatoires portant sur les quatre études primaires qui tenaient compte de cette période d'exposition a révélé une réduction du risque au seuil de signification statistique, avec un RC regroupé pondéré de 0,92 (IC à 95 % : 0,78–1,09). Aucune hétérogénéité (I2 = 0,0 %, p = 0,81) ni aucun biais de publication n'ont été observés. Des analyses stratifiées ont également été effectuées, mais aucune donnée n'a été présentée. Les auteurs de la revue n'ont signalé aucune différence statistiquement significative entre les RC regroupés par sous-groupe pour l'une ou l'autre des caractéristiques étudiées, mais ces analyses étaient probablement fondées sur un faible nombre d'études primaires.

Dans l'ensemble, Boothe et coll. (2014) ont constaté un lien positif et statistiquement significatif entre la leucémie infantile et une exposition élevée à la circulation automobile à la résidence durant la période postnatale, mais non durant la période prénatale. Ce risque accru durant la période postnatale était présent dans toutes les analyses stratifiées selon les caractéristiques de l'étude pour cette période d'exposition, mais certaines de ces analyses étaient fondées sur seulement deux ou trois études primaires. L'analyse de sensibilité pour cette période d'exposition était robuste, malgré certaines indications de la présence d'un biais de publication. Plusieurs limites méthodologiques des études primaires incluses, et donc des résultats de la RS-MA, ont été mentionnées par Boothe et coll. (2014), notamment : 1) l'utilisation de mesures variables de l'exposition à la circulation automobile d'une étude primaire à l'autre, ce qui empêche la formulation de conclusions quant à la distance ou à la densité de la circulation associée aux estimations regroupées; 2) la possibilité que la classification de l'exposition soit erronée à cause de la mobilité résidentielle, particulièrement lorsque l'exposition a été estimée à l'aide d'une seule adresse à la naissance ou au diagnostic; 3) l'agrégation des sous-types de leucémie infantile comme résultat unique dans la majorité des études primaires et, par conséquent, dans la SR-MA; 4) les variations entre les études primaires concernant les facteurs de confusion pris en considération et l'influence inégale des facteurs de confusion sur l'analyse (p. ex., l'effet des ajustements du SSE variait selon le lieu d'étude et la période, la conception de l'étude et le type de mesure du SSE utilisé), et 5) le nombre relativement faible d'études primaires incluses dans l'analyse, qui a empêché un examen approfondi des sources d'hétérogénéité potentiellement importantes.

Filippini et coll. (2015)

Filippini et coll. (2015) ont mené une SR-MA pour évaluer le lien entre l'exposition à long terme aux gaz d'échappement de la circulation automobile et le risque de leucémie infantile. Parmi les six études écologiques et les 20 études cas-témoins qui répondaient aux critères d'inclusion, 18 études cas-témoins ont été incluses dans les analyses quantitatives. Ces dernières utilisaient des mesures indirectes des gaz d'échappement émis par la circulation automobile (c.-à-d. la densité de la circulation automobile et les niveaux mesurés ou modélisés de NO2 et de benzène, deux polluants atmosphériques liés à la circulation qui sont souvent signalés), de façon conforme à Matz et coll. (2019). Deux autres études cas-témoins ont évalué l'exposition aux gaz d'échappement selon la proximité et la densité des stations d'essence et des garages de réparation, mais elles n'ont pas été prises en considération dans la présente évaluation des risques, car ces sources n'ont pas été jugées assez spécifiques à la PACA. Les 18 études cas-témoins propres à la circulation automobile ont été menées aux États-Unis (neuf études primaires), en Europe (huit études primaires) et à Taïwan (une étude primaire); elles ont été publiées entre 1989 et 2014, et les diagnostics avaient été posés entre 1960 et 2009. Treize études primaires portaient sur des enfants de 0 à 14 ou 15 ans ou de 0 à 10 ans, et cinq études primaires étaient axées sur les enfants de moins de 6 ans. Quatorze études primaires ont recueilli des données des registres nationaux ou régionaux du cancer, tandis que quatre études primaires ont utilisé les codes de la Classification internationale des maladies pour repérer les cas à partir des registres des hôpitaux ou des certificats de décès. À l'exception de trois études primaires, toutes les études utilisaient la même méthode d'évaluation de l'exposition pour les cas et les témoins, étaient basées sur la population, tentaient de tenir compte d'éventuels facteurs de confusion (le plus souvent l'âge, le sexe, le SSE et l'ethnicité) et/ou incluaient le sexe, l'âge ou la date de naissance dans les variables d'appariement. Quatre études primaires ont également tenté de tenir compte des champs électromagnétiques ou des codes de configuration du réseau électrique, mais la fumée de tabac ambiante ne figurait parmi les facteurs d'ajustement d'aucune des études primaires. Les plages d'exposition aux différents polluants mesurés dans les études incluses n'étaient pas fournies par Filippini et coll. (2015). La qualité de l'étude et le risque de biais ont été évalués à l'aide de l'outil NOS; le score NOS médian des études cas-témoins incluses dans Filippini et coll. (2015) était de 8, ce qui indique que la plupart de ces études étaient de bonne qualité.

Bien que la période d'exposition (prénatale et postnatale) n'ait pas été prise en considération dans les critères d'inclusion, lorsqu'il y avait plus d'une période d'évaluation dans la même étude primaire, la priorité a été accordée aux éléments suivants, dans l'ordre : résidence au moment du diagnostic, lieu de résidence habité le plus long longtemps sans interruption, résidence de la mère à la naissance de l'enfant et résidence de la mère pendant la grossesse. La plupart des études primaires utilisaient la résidence au moment du diagnostic (huit études) ou la résidence à la naissance (six études), mais d'autres types de résidences ont été examinées par une étude chacune, soit la résidence habitée le plus longtemps, la « résidence habituelle », la résidence correspondant à plusieurs périodes (naissance, diagnostic et moyenne à vie) et la résidence habitée pendant au moins un an à moins de 300 m des lignes électriques. Dans les 13 études primaires (correspondant à 11 études uniques) qui évaluaient la densité de la circulation automobile, sept études utilisaient une zone tampon allant d'environ 150 à 500 m de l'adresse du domicile, tandis que six études tenaient compte de la distance brute par rapport aux routes principales. Dans les études primaires qui ont évalué le NO2 ou le benzène, lorsque la plage d'exposition était fournie, l'exposition n'était pas déclarée de façon cohérente et divers seuils étaient utilisés pour classer l'exposition dans chaque étude. Pour leurs analyses quantitatives, Filippini et coll. (2015) se sont penchés sur la catégorie la plus élevée par rapport à la catégorie la plus faible, indépendamment des seuils d'exposition utilisés dans les études primaires, et ils ont utilisé le modèle de régression le plus ajusté lorsque plus d'un seuil était mentionné dans les études primaires. Ils n'ont toutefois pas normalisé leurs analyses en fonction d'une augmentation progressive des quantités de polluants ou de la distance.

Les méta-analyses à effets aléatoires ont révélé des liens positifs au seuil de signification statistique entre la densité de la circulation automobile (11 études primaires), le NO2 (6 études primaires) et le benzène (4 études primaires), d'une part, et le risque de leucémie infantile, d'autre part, avec des RC de 1,09 (IC à 95 % = 0,96–1,23; I2 = 57,0 %), 1,14 (IC à 95 % = 0,94–1,39; I2 = 74,5 %) et 1,64 (IC à 95 % = 0,91–2,95; I2 = 50,7 %), respectivement; l'hétérogénéité était modérée à importante (valeur p non fournie) pour les trois indicateurs de la circulation automobile.

Des analyses par sous-groupes ont été effectuées pour mieux caractériser le lien entre les trois indicateurs de la circulation automobile et la leucémie infantile. Les résultats sont présentés dans le tableau 3.3. Le fait de limiter les analyses quantitatives aux études primaires ayant un faible risque de biais (score NOS ≥ 7) a légèrement réduit l'hétérogénéité et tout de même produit des liens positifs qui étaient au seuil de signification statistique. Bien que des liens positifs aient également été observés lorsque les méta-analyses se limitaient aux principaux sous-types de leucémie (LAL et LAM), ces analyses ne comprenaient que deux RC chacune, à l'exception de la densité de la circulation automobile et de la LAL, dont l'analyse comprenait quatre RC et indiquait un lien au seuil de signification statistique. D'autres analyses regroupées visant à mieux caractériser le lien entre la densité de la circulation automobile et la leucémie infantile ont révélé des liens positifs lorsque les études primaires étaient stratifiées selon le lieu de l'étude. En particulier, le risque accru de leucémie infantile était statistiquement significatif lorsque seules les études européennes avec un faible risque de biais étaient regroupées; aucune hétérogénéité n'a été observée pour ce lien. Un lien solide, positif et statistiquement significatif (RC regroupé de 1,49 [1,21–1,85]) est aussi apparu entre la densité de la circulation automobile et la leucémie infantile lorsque l'analyse se limitait à l'exposition postnatale (résidence au moment du diagnostic ou résidence habitée le plus longtemps); aucune hétérogénéité n'a été observée. En revanche, le lien était nul lorsque l'exposition comprenait uniquement la période prénatale (résidence maternelle à la naissance ou pendant la grossesse).

Tableau 3.3. Analyse par sous-groupes : méta-analyses à effets aléatoires des liens entre les indicateurs de la circulation automobile et la leucémie infantile, d'après Filippini et coll. (2015)
Indicateur de la circulation automobile Groupe principal Sous-groupe Nombre d'études primaires incluses dans la méta-analyse RC regroupé du sous-groupeNote de bas de page a (IC à 95 %) Hétérogénéité
I2 Valeur p
Densité de la circulation automobile Toutes les études Score NOS ≥ 7 8Note de bas de page b 1,07 (0,93–1,24) 61,7 % 0,007
Sous-type LAL 4 1,25 (0,92–1,69) 53,7 % 0,091
Sous-type LAM 2 1,08 (0,53–2,19) 44,4 % 0,180
É.-U. Toutes les études 5 1,11 (0,92–1,35) 56,3 % 0,057
Score NOS ≥ 7 4 1,08 (0,88–1,33) 60,1 % 0,057
Europe Toutes les études 6 1,34 (0,96–1,87) 45,7 % 0,101
Score NOS ≥ 7 4 1,56 (1,08–2,25) 0,0 % 0,434
Période d'exposition PrénataleNote de bas de page c 5 0,97 (0,89–1,06) 42,1 % 0,141
PostnataleNote de bas de page d 8 1,49 (1,21–1,85) 0,0 % 0,483
NO2 Toutes les études Score NOS ≥ 7 5 1,21 (0,97–1,52) 78,1 % 0,001
Sous-type LAL 2 1,21 (1,04–1,41) 0,0 % 0,872
Sous-type LAM 2 1,06 (0,51–2,21) 74,2 % 0,049
Benzène Toutes les études Score NOS ≥ 7 4Note de bas de page eNote de bas de page f 1,64 (0,91–2,95) 50,7 % 0,001
Sous-type LAL 2 1,09 (0,67–1,77) 0,0 % 0,630
Sous-type LAM 2 2,28 (1,09–4,75) 0,0 % 0,684
a

Écart d'exposition entre la catégorie d'exposition la plus élevée et la catégorie d'exposition la plus faible.

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b

Huit études primaires fournissant neuf RC (RC pour la LAM et la LAL dans une étude primaire) ont été incluses dans la méta-analyse.

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c

Résidence maternelle à la naissance ou pendant la grossesse.

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d

Résidence au moment du diagnostic ou résidence occupée le plus longtemps.

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e

Les quatre études comprises dans la méta-analyse globale pour le benzène et la leucémie infantile ont également obtenu un score ≥ 7 selon l'outil NOS.

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f

Quatre études primaires fournissant cinq RC (RC pour la LAM et la LAL dans une étude primaire) ont été incluses dans la méta-analyse.

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Les estimations de risque regroupées issues des méta-analyses à effets aléatoires se révélaient généralement robustes dans les analyses de sensibilité (c.-à-d. lorsqu'on retirait l'étude la plus influente de chacune des analyses), malgré certaines indications de la présence d'un biais de publication, notamment la distribution asymétrique des diagrammes en entonnoir pour les diverses méthodes d'évaluation de l'exposition.

Quatre études écologiques qui répondaient aux critères d'inclusion de la PACA selon Matz et coll. (2019) ont également fait l'objet d'un examen qualitatif par Filippini et coll. (2015). Ces études écologiques ont été menées en Europe et aux États-Unis chez des enfants âgés de 0 à 14-15 ans ou de 0 à 20-24 ans, dont l'année du diagnostic variait de 1975 à 2004; chaque étude primaire comprenait entre 438 et 7 143 cas. Trois des quatre études primaires ont révélé des liens positifs entre la densité des voitures, les indicateurs de la densité de la circulation automobile ou les niveaux modélisés de benzène et de 1,3-butadiène dans l'air extérieur et le risque de leucémie infantile. Ces études écologiques n'ont pas été prises en considération pour la caractérisation des risques.

Dans l'ensemble, les résultats de cette RS-MA donnent à penser que l'exposition à la PACA pourrait accroître le risque de leucémie infantile, tant pour toutes les leucémies que pour les principaux sous-types (LAL et LAM), et ces constatations sont cohérentes entre les divers indicateurs d'exposition (densité de la circulation automobile et polluants de la PACA) et les lieux d'étude (États-Unis et Europe). Les variations régionales observées ont été attribuées par Filippini et coll. (2015) à la mobilité résidentielle supérieure aux États-Unis, ainsi qu'aux variations des mélanges de polluants et aux variations génétiques. Les estimations regroupées étaient robustes lors des analyses de sensibilité, mais il y avait des signes d'un biais de publication. L'exposition au benzène semble être un important prédicteur du risque de maladie avec un RC de 1,6, mais cette donnée ne repose que sur quatre études primaires. L'exposition à la densité de la circulation automobile pendant la période postnatale était également un indicateur plus important du risque de maladie que l'exposition pendant la période prénatale. Plusieurs limites ont été relevées par Filippini et coll. (2015), notamment les facteurs de confusion non mesurés, l'utilisation de différents seuils pour définir le niveau d'exposition le plus élevé dans les études primaires, le faible nombre d'études comprises dans certaines des analyses quantitatives et l'imprécision de la circulation automobile comme indicateur de l'exposition (on ne tient généralement pas compte du type et de la vitesse des véhicules, du type de carburant, des conditions météorologiques, des réactions chimiques entre certaines émissions et d'autres agents environnementaux, ainsi que de la contribution des routes secondaires à la pollution atmosphérique causée par la circulation automobile).

Carlos-Wallace et coll. (2016)

Dans une RS-MA examinant le lien entre l'exposition au benzène et la leucémie infantile, Carlos-Wallace et coll. (2016) ont évalué diverses mesures de l'exposition au benzène, y compris l'utilisation de benzènes et de solvants à la maison et au travail, la densité de la circulation automobile et la PACA. Les études primaires incluses comprenaient les études de cohorte ou cas-témoins qui avaient été publiées dans des revues à comité de lecture et qui fournissaient une estimation du RR, une estimation de la variance et une évaluation de l'exposition au benzène ou des indicateurs de substitution connexes. Les études primaires qui évaluaient l'exposition après le diagnostic du cancer ou qui portaient sur la mortalité et non sur l'incidence ont été exclues. Seulement les études et les résultats relatifs à la PACA, tels que définis par Matz et coll. (2019), ont été pris en considération dans la présente évaluation des risques. La sélection effectuée par les auteurs de la revue a été faite selon l'ordre suivant : mesures du benzène dans l'air ambiant, modèles de PACA et densité de la circulation automobile. Parmi les 41 études primaires qui répondaient aux critères d'inclusion des auteurs de la revue aux fins des analyses quantitatives, 12 études cas-témoins portaient sur la densité de la circulation automobile (cinq études) ou utilisaient des modèles de PACA (modélisation par régression de l'utilisation des terres [RUT], modélisation de la dispersion, surveillance atmosphérique du benzène, NO2 ou facteurs composites; sept études). Ces études primaires ont été menées en Europe (huit études) et aux États-Unis (quatre études) et elles ont été publiées entre 1999 et 2014, alors que le diagnostic a été posé entre 1968 et 2009. La plupart des études (huit études primaires) ont été menées chez des enfants de 0 à 14 ou 15 ans; une étude primaire comprenait des enfants de 0 à 19 ans, tandis que trois études portaient sur des groupes plus jeunes (0 à 10 ans ou 0 à 5 ans). L'exposition était le plus souvent évaluée au moment du diagnostic (sept études primaires), mais aussi dans toutes les résidences occupées pendant l'enfance (deux études primaires), à la naissance (une étude primaire), à la résidence occupée le plus longtemps (une étude primaire) et au cours de la vie (aucun déménagement; une étude primaire). Aucune plage d'exposition n'a été fournie par les auteurs de la revue. La plupart des études primaires comprises dans la RS-MA ont été ajustées ou appariées en fonction de l'âge et du sexe; le risque de confusion attribuable au SSE a été évalué dans l'analyse par sous-groupes. Seules quelques études primaires ont été ajustées pour tenir compte du tabagisme. Comme il se pourrait que la plupart des analyses quantitatives concernant la PACA incluent trois études primaires évaluant la présence de stations d'essence à proximité de la résidence, seules les estimations regroupées se rapportant à la densité de la circulation automobile et aux modèles de PACA sont prises en considération dans la présente évaluation des risques. La qualité des études n'a pas été évaluée dans cette RS-MA. L'hétérogénéité a été évaluée par la statistique χ2.

Pour les analyses quantitatives, Carlos-Wallace et coll. (2016) ont extrait l'estimation des risques correspondant au niveau d'exposition le plus élevé. Les résultats des méta-analyses relatives à la densité de la circulation automobile et aux modèles de PACA, comme source courante ou indicateur de l'exposition au benzène, sont présentés au tableau 3.4. Pour tenir compte de l'hétérogénéité observée (statistique χ2 supérieure aux degrés de liberté [nombre d'études primaires moins 1]), deux modèles de méta-analyse ont été utilisés : 1) le modèle à effets aléatoires; 2) le modèle à effets fixes pour calculer les RR regroupés et le modèle ajusté selon Shore pour calculer l'IC à 95 % (Shore et coll. 1993). Ce dernier modèle a permis de pondérer directement les études en fonction de la précision, tout en ajustant les données pour tenir compte de l'hétérogénéité entre les études. D'après le modèle à effets aléatoires, les estimations du RR regroupé pour les différentes mesures de l'exposition et pour les études primaires menées aux États-Unis étaient positives et elles étaient soit situées au seuil de signification statistique, soit statistiquement significatives. Toutefois, seuls les résultats correspondant aux modèles de PACA comme mesure de l'exposition et aux études menées aux États-Unis étaient positifs et statistiquement significatifs avec le modèle à effets fixes ajusté selon la méthode de Shore. Un lien nul a été constaté pour la densité de la circulation automobile à l'aide du modèle à effets fixes ajusté selon Shore, mais lorsqu'on excluait de l'analyse l'étude contribuant à 69 % du poids total, le lien entre la densité de la circulation automobile et la leucémie infantile était positif. Bien que les auteurs de la revue aient effectué d'autres analyses par sous-groupes, y compris par sous-type de leucémie, période d'exposition et ajustement selon le SSE, ces analyses ne sont pas incluses ici, car elles pourraient générer de la confusion par l'inclusion d'études primaires évaluant la proximité des stations d'essence par rapport aux résidences.

Tableau 3.4. Méta-analyses des liens entre la leucémie infantile et la densité de la circulation automobile ou les modèles de PACA comme sources courantes ou indicateurs de l'exposition au benzène (Carlos-Wallace et coll. [2016])
Groupe Nombre d'études primaires incluses dans la méta-analyse RR regroupé, effets fixes, ajusté selon ShoreNote de bas de page aNote de bas de page b (IC à 95 %) RR regroupé, effets aléatoires (IC à 95 %)Note de bas de page a Hétérogénéité
χ2 Valeur p
Densité de la circulation automobile 11 0,97 (0,82–1,15) 1,25 (0,96–1,62) 29,92 < 0,01
Densité de la circulation automobile (sauf une étude primaire)Note de bas de page c 10 1,17 (0,89–1,55) 1,38 (0,96–1,62) 23,26 0,01
Modèles de PACANote de bas de page d 7 1,70 (1,16 –2,49) 1,77 (1,17–2,68) 9,38 0,15
Études sur la PACA menées aux É.-U.Note de bas de page e 4 2,02 (1,20–3,38) 2,13 (1,25–3,64) 5,02 0,17
a

Écart d'exposition entre la catégorie d'exposition la plus élevée et la catégorie d'exposition la plus faible.

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b

Le modèle à effets fixes a servi à calculer le RR regroupé, et le modèle ajusté selon Shore a été utilisé pour calculer l'IC à 95 %.

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c

L'étude primaire qui a contribué à 69 % du poids total dans l'analyse de la densité de la circulation automobile a été exclue de l'analyse.

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d

Terme employé par les auteurs de la revue pour désigner les études primaires qui utilisent des modèles d'exposition plus complexes, y compris le modèle de dispersion LINE de la Californie, version 4.

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e

Catégorie comprenant les études primaires qui ont évalué l'exposition d'après la densité de la circulation automobile (n = 2) et les modèles de PACA (n = 2).

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Dans l'ensemble, des liens positifs ont été observés pour les études utilisant des modèles de PACA et la leucémie infantile dans Carlos-Wallace et coll. (2016), et les RR regroupés étaient plus élevés que ceux calculés pour la densité de la circulation automobile. Malgré l'indication d'un possible biais de publication dans le diagramme en entonnoir des études primaires utilisant des modèles de PACA, il n'y avait aucune indication de biais dans les tests de Begg et d'Egger, et les résultats obtenus sans la plus grande étude semblaient moins compatibles avec un biais de publication. Les auteurs de la revue n'ont pas signalé le biais de publication qui aurait pu toucher les études primaires utilisant la densité de la circulation automobile comme mesure de l'exposition.

Gong et coll. (2019)

Gong et coll. (2019) ont procédé à une revue systématique et effectué une méta-analyse afin d'étudier le lien entre l'exposition à la PACA et le risque de leucémie infantile. Les études primaires devaient déclarer un RC et un IC à 95 % pour le lien entre la PACA et la leucémie infantile, mais aussi avoir un plan d'étude cas-témoins, être publiées en anglais et être limitées aux non-fumeurs ayant reçu un diagnostic de leucémie infantile. Vingt et une études primaires répondaient aux critères d'inclusion et étaient incluses dans les analyses quantitatives. Les groupes témoins ont été appariés selon l'âge, le sexe et l'origine ethnique avec les groupes de cas. Les études primaires ont été menées aux États-Unis (11 études), en Europe (9 études) et à Taïwan (1 étude) et ont été publiées entre 1989 et 2017. Les auteurs de la revue n'ont pas tenu compte des autres caractéristiques des études primaires, notamment le groupe d'âge étudié, l'année du diagnostic et l'information sur l'exposition, au-delà des paramètres ayant servi à mesurer l'exposition (densité de la circulation automobile, NO2 et benzène). La qualité des études n'a pas été évaluée dans cette méta-analyse, et les éventuels facteurs de confusion n'étaient pas abordés. De même, les niveaux d'exposition (faible, modéré et élevé) n'ont pas été définis quantitativement (plage de valeurs d'exposition par sous-groupe) dans l'analyse par sous-groupes.

Gong et coll. (2019), contrairement aux auteurs d'autres RS-MA, n'ont pas choisi ou privilégié une estimation du risque dans une étude primaire; ils ont plutôt inclus diverses estimations de la même étude primaire dans la méta-analyse. Le tableau 3.5 présente des estimations regroupées des liens entre diverses mesures de la PACA et la leucémie infantile, ainsi que les résultats des analyses par sous-groupes stratifiées selon le niveau d'exposition. Le modèle à effets fixes pour la méta-analyse a été utilisé dans toutes les analyses quantitatives, l'homogénéité des données ayant été établie (c.-à-d. test χ2 pour la valeur p > 0,05 et valeur du test I2 ≤ 50 %). La densité de circulation automobile entraînait une légère augmentation du risque de leucémie infantile, avec un RC de 1,01; ce risque augmentait (RC = 1,04) lorsqu'on tenait seulement compte des études qui incluaient une analyse par sous-groupes pour un groupe à exposition élevée. Les deux liens étaient au seuil de la signification statistique. De plus, dans l'analyse par sous-groupes, les niveaux faibles et modérés de densité de la circulation automobile ont produit des liens nuls avec la leucémie infantile. De même, des liens nuls ont été observés pour les autres mesures de la PACA. La subdivision de ces mesures selon le niveau d'exposition a produit des liens positifs à des niveaux d'exposition modérés seulement; aucun lien n'a été détecté pour la leucémie infantile à des niveaux élevés de NO2 et de benzène. Pour toutes les analyses quantitatives, une plus grande hétérogénéité a été observée pour le NO2 (faible ou faible à modérée) comparativement à la densité de la circulation automobile et au benzène, dont l'hétérogénéité était nulle ou faible.

Tableau 3.5. Méta-analyses à effets fixes des liens entre la PACA et la leucémie infantile, d'après Gong et coll. (2019)
Indicateur de la PACA Groupe/sous-groupe d'expositionNote de bas de page a Nombre d'études primaires incluses dans la méta-analyse RC regroupé du sous-groupe (IC à 95 %) Hétérogénéité
I2 Valeur p
Densité de la circulation automobile Toutes les études 13 1,01 (0,98–1,04) 0,0 % 0,725
Faible 6 0,98 (0,90–1,07) 0,0 % 0,789
Modérée 7 0,97 (0,82–1,12) 0,0 % 0,777
Élevée 9 1,04 (0,91–1,17) 0,0 % 0,483
NO2 Toutes les études 7 0,98 (0,93–1,02) 24,7 % 0,134
Faible 4 0,98 (0,90–1,07) 26,9 % 0,116
Modérée 7 1,02 (0,93–1,10) 35,3 % 0,147
Élevée 7 0,94 (0,86–1,01) 41,3 % 0,082
Benzène Toutes les études 6 0,94 (0,84–1,04) 17,2 % 0,261
Faible 4 0,89 (0,71–1,06) 0,0 % 0,789
Modérée 3 1,04 (0,71–1,37) 0,0 % 0,659
Élevée 5 0,94 (0,81–1,08) 0,0 % 0,777
a

Les écarts d'exposition employés dans les analyses par sous-groupes sont fondés sur des variables catégorielles, qui n'ont pas été définies quantitativement par Gong et coll.

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Dans l'ensemble, même si aucune des estimations regroupées n'est significative, Gong et coll. (2019) ont conclu que, selon les données actuelles, la leucémie infantile est liée à la densité de la circulation automobile, et seulement à une exposition modérée au NO2 et au benzène. Toutefois, l'absence de certains renseignements pertinents dans Gong et coll. (2019) et le fait que les analyses n'ont pas été normalisées selon une augmentation progressive des niveaux de polluants ou de la distance viennent limiter l'interprétation et l'importance des faibles liens signalées dans cette RS-MA. Un biais de publication important a été détecté pour la densité de la circulation automobile par un diagramme en entonnoir asymétrique et les tests de Begg et d'Egger. Aucun éventuel biais de publication n'a été signalé pour le NO2 et le benzène. Les auteurs de la revue ont également relevé plusieurs limites, notamment : 1) l'inclusion d'études cas-témoins seulement; 2) les différences entre les critères d'inclusion et d'exclusion des études primaires; 3) le manque d'information sur les maladies antérieures et les traitements des cas; 4) l'inclusion d'anciennes études primaires; 5) l'inclusion de publications en anglais seulement, ce qui peut introduire une source de biais; 6) l'utilisation de données regroupées pour l'analyse parce que les données individuelles des patients n'étaient pas disponibles.

Filippini et coll. (2019)

Dans cette RS-MA – la plus récente et exhaustive de la section 3.2.1 –, Filippini et coll. (2019) ont examiné la relation exposition-réponse entre l'exposition à la pollution atmosphérique extérieure, selon la densité de la circulation automobile, les données de surveillance de l'air et les modèles de dispersion des polluants atmosphériques fondés sur la circulation automobile, et le risque de leucémie infantile. Vingt-six études cas-témoins et trois études de cohorte répondaient aux critères d'inclusion et ont été intégrées aux synthèses quantitatives. Les études primaires ont été menées en Amérique du Nord (12 études), en Europe (15 études) et en Asie (2 études); elles ont été publiées entre 1989 et 2018, et les diagnostics avaient été posés entre 1960 et 2012. Vingt-sept études primaires étaient basées sur la population générale, y compris 19 études qui ne dépendaient pas de la participation volontaire des enfants ou de leur famille, et deux études primaires étaient fondées sur la population d'un hôpital (les témoins ont été recrutés parmi la population hospitalière). Même si la plupart des études primaires comprenaient des enfants de 0 jusqu'à 10 ans, 14-15 ans ou 19 ans, sept études primaires ont limité la population étudiée aux enfants de moins de 6 ans, et sept autres ont mené une analyse stratifiée selon l'âge.

La plupart des études primaires ont évalué l'exposition d'après l'adresse domiciliaire au moment du diagnostic (17 études) ou l'adresse indiquée sur le certificat de décès (2 études); 12 études primaires ont utilisé l'adresse domiciliaire pendant la grossesse ou à la naissance, et 2 études primaires ont évalué l'exposition à la fois à la naissance et après. L'exposition a été évaluée au moyen d'une seule méthode dans 16 études primaires, tandis que les 13 autres études primaires utilisaient au moins deux méthodes d'évaluation de l'exposition. Parmi les 20 études primaires qui ont évalué la densité de la circulation automobile, six ont évalué le nombre de véhicules sur les routes, six ont évalué la densité des routes, sept ont évalué la distance entre la résidence et une grande route et six ont évalué une combinaison de facteurs. En outre, 16 études primaires ont mesuré ou modélisé les niveaux de polluants atmosphériques liés à la circulation, y compris le NO2 (10 études), le benzène (8 études), le 1,3-butadiène (2 études) et les PM (4 études). La plage d'exposition aux différents polluants mesurés dans les études incluses n'a pas été fournie par Filippini et coll. (2019).

La qualité des études a été évaluée au moyen de l'outil NOS. Les études primaires ont été considérées comme étant de très bonne qualité et présentant un très faible risque de biais d'après la valeur médiane du score global de 9 pour toutes les études primaires, ce qui constitue le niveau le plus élevé sur cette échelle. La possibilité d'une confusion était abordée dans toutes les études primaires sauf deux en ce qui concerne l'âge et le sexe (deux facteurs de risque connus), et toutes les études primaires sauf quatre comprenaient une mesure du SSE dans le modèle de régression. Sept études primaires comportaient un ajustement en fonction des champs électromagnétiques, de la distance par rapport aux lignes électriques et/ou du code de configuration du réseau électrique, mais seulement deux études primaires ont ajusté les données en fonction du tabagisme paternel ou parental.

Pour les analyses quantitatives, les RR ont été calculés à partir des études primaires pour chacune des catégories d'exposition en extrayant les estimations de risque (c.-à-d. les rapports de cotes, les rapports des risques instantanés ou les rapports de taux), ainsi que le nombre de cas ou d'événements et de témoins ou d'années-personnes dans chacune des catégories d'exposition. Les RR regroupés ont été estimés au moyen d'une méta-analyse à effets aléatoires; pour chaque mesure d'exposition, les catégories d'exposition les plus élevées et les plus faibles ont été comparées. Bien que les seuils de détermination des catégories d'exposition différaient dans une certaine mesure d'une étude à l'autre, les fourchettes des niveaux d'exposition étaient à peu près comparables pour la plupart des études, et les écarts d'exposition s'appliquaient dans une étude donnée. Pour la méta-analyse de la relation dose-dépendante, les auteurs ont estimé la tendance associée aux RR dans les catégories de niveaux d'exposition aux polluants et leurs IC à 95 % ponctuels approximatifs selon la normalité asymptotique. Pour les cinq études primaires dans lesquelles aucune valeur n'était attribuée aux catégories ouvertes (c.-à-d. valeurs moyennes, médianes ou extrêmes) à la fin de l'échelle d'exposition, une valeur de 20 % supérieure ou inférieure aux seuils les plus proches a été entrée. Une méta-analyse dose-réponse en une ou deux étapes a également été menée pour étudier la forme de la relation entre l'exposition à la circulation automobile ou aux polluants atmosphériques connexes et le risque de leucémie infantile. L'hétérogénéité a été estimée à l'aide des valeurs I2 et τ2; la présente évaluation des risques a porté sur les valeurs I2 aux fins de l'uniformité entre les RS-MA.

La méta-analyse à effets aléatoires comparant les catégories d'exposition les plus élevées aux plus faibles a révélé des liens positifs, qui étaient pour la plupart au seuil de signification statistique ou statistiquement significatifs, entre les divers indicateurs de la circulation automobile et le risque de leucémie dans toutes les études primaires. Les RR regroupés étaient de 1,09 (IC à 95 % : 1,00–1,20), 1,27 (IC à 95 % : 1,03–1,56), 1,04 (IC à 95 % : 0,90–1,19), 1,05 (IC à 95 % : 0,94–1,16), 1,20 (0,70–2,04) et 1,45 (1,08–1,95) pour la densité de la circulation automobile, le benzène, le NO2, les PM2,5, les PM10 et le 1,3-butadiène, respectivement, comme le montre le tableau 3.6. L'hétérogénéité (I2) était modérée ou modérée à importante (43,5–56,2 %) pour tous les indicateurs de la circulation automobile, à l'exception des PM2,5 et du 1,3-butadiène, qui avaient une hétérogénéité nulle ou faible, respectivement. Les estimations regroupées issues des analyses stratifiées selon le sous-type de leucémie, le moment de l'exposition et la région pour tous les enfants sont fournies pour chaque indicateur de la circulation automobile au tableau 3.6. Les analyses quantitatives qui ne comprenaient qu'une seule étude primaire n'ont pas été présentées dans le tableau. Pour la densité de la circulation automobile, les analyses par sous-type de leucémie ont produit des RR qui étaient positifs et généralement similaires; toutefois, le lien observé était plus fort en Europe qu'en Amérique du Nord, et les RR différaient de façon marquée selon le moment de l'exposition; l'estimation regroupée de l'exposition à la naissance révélait un effet nul, mais celle de l'exposition au moment du diagnostic était positive et statistiquement significative. Ce contraste n'a pas été observé dans les estimations regroupées du moment de l'exposition pour les autres indicateurs de la circulation; les estimations regroupées de l'exposition à la naissance étaient positives et au seuil de signification statistique ou statistiquement significatives pour les autres indicateurs de la circulation automobile. Dans le cas du benzène, toutes les estimations de risque regroupées résultant des analyses stratifiées étaient positives et en majorité au seuil de signification statistique ou statistiquement significatives; elles étaient généralement similaires à l'estimation globale des risques regroupés (toutes les études), exception faite du sous-type de leucémie, pour lequel elles différaient de façon marquée (RR de 1,09 pour la LAL et de 1,84 pour la LAM). L'exposition au benzène a été associée aux liens les plus forts avec la leucémie infantile dans les analyses par groupe principal et sous-groupe, comparativement à la densité de la circulation automobile et au NO2, soit les indicateurs de la circulation ayant le plus grand nombre d'études incluses dans la synthèse quantitative. Pour le NO2, les estimations des risques étaient généralement positives, mais faibles, à l'exception de celles correspondant au sous-type de leucémie LAM et à l'Europe, et aucune n'était statistiquement significative. Les analyses stratifiées pour les PM2,5, les PM10 et le 1,3-butadiène étaient limitées sur le plan du nombre d'analyses effectuées et de la confiance envers les estimations de risque regroupées, en raison du petit nombre d'études primaires (trois études ou moins) disponibles pour ces indicateurs de la circulation. Pour les PM2,5 et PM10, les estimations de risque regroupées variaient de 1,00 à 1,20, certaines étant au seuil de signification statistique. Les RR pour le 1,3-butadiène dénotaient des associations positives et statistiquement significatives; toutefois, ils étaient fondés sur deux études primaires seulement. L'hétérogénéité était absente pour les PM2,5, faible pour le 1,3-butadiène et généralement modérée à importante pour les autres indicateurs de la circulation automobile. En outre, une hétérogénéité réduite a généralement été observée pour l'exposition à la naissance et le sous-type LAM, comparativement aux autres analyses.

Tableau 3.6. Analyse stratifiée : méta-analyses à effets aléatoiresNote de bas de page a des liens entre les indicateurs de la circulation automobile et la leucémie infantile chez tous les enfants, d'après Filippini et coll. (2019)
Indicateur de la circulation automobile Groupe principal Sous-groupe Nombre d'études primaires incluses dans la méta-analyse RR regroupé (IC à 95 %)Note de bas de page b Hétérogénéité
I2 τ2
Densité de la circulation automobile Toutes les études S.O. 16 1,09 (1,00–1,20) 56,2 % 0,012
Sous-type de leucémie Sous-type LAL 9 1,05 (0,96–1,16) 34,7 % 0,005
Sous-type LAM 5 1,09 (0,86–1,38) 70,0 % 0,034
Moment de l'exposition À la naissance 5 0,98 (0,90–1,06) 30,9 % 0,003
Au diagnostic 14 1,32 (1,12–1,55) 50,7 % 0,033
Région Europe 9 1,25 (1,05–1,49) 50,4 % 0,026
Amérique du Nord 6 1,02 (0,89–1,16) 65,4 % 0,014
Benzène Toutes les études S.O. 7 1,27 (1,03–1,56) 52,4 % 0,043
Sous-type de leucémie Sous-type LAL 7 1,09 (0,88–1,36) 51,8 % 0,034
Sous-type LAM 5 1,84 (1,31–2,59) 0,0 % 0,000
Moment de l'exposition À la naissance 3 1,21 (1,04–1,41) 0,0 % 0,000
Au diagnostic 4 1,36 (0,92–2,00) 65,2 % 0,125
Région Europe 4 1,36 (0,92–2,00) 65,2 % 0,125
Amérique du Nord 3 1,21 (1,04–1,41) 0,0 % 0,000
NO2 Toutes les études S.O. 8 1,04 (0,90–1,19) 55,5 % 0,023
Sous-type de leucémie Sous-type LAL 4 1,02 (0,89–1,18) 55,6 % 0,011
Sous-type LAM 4 0,97 (0,79–1,19) 0,0 % 0,000
Moment de l'exposition À la naissance 4 1,07 (0,96–1,19) 0,0 % 0,000
Au diagnostic 4 1,17 (0,82–1,67) 74,9 % 0,093
Région Europe 4 0,91 (0,82–1,00) 0,0 % 0,000
Amérique du Nord 3 1,06 (0,95–1,18) 0,0 % 0,000
PM2,5 Toutes les études S.O. 3 1,05 (0,94–1,16) 0,0 % 0,000
Sous-type de leucémie Sous-type LAL 2 1,11 (0,95–1,31) 0,0 % 0,000
Sous-type LAM 2 1,00 (0,87–1,13) 0,0 % 0,000
Moment de l'exposition À la naissance 3 1,05 (0,94–1,16) 0,0 % 0,000
Région Amérique du Nord 2 1,05 (0,94–1,17) 0,0 % 0,000
PM10 Toutes les étudesNote de bas de page c S.O. 2 1,20 (0,70–2,04) 43,5 % 0,075
1,3-butadiène Toutes les étudesNote de bas de page d S.O. 2 1,45 (1,08–1,95) 28,0 % 0,025
Sous-type de leucémie Sous-type LAL 2 1,31 (1,11–1,54) 0,0 % 0,000

S.O. = sans objet
a

Seules les analyses quantitatives comprenant plus d'une étude primaire ont été présentées dans le tableau.

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b

Écart d'exposition entre la catégorie d'exposition la plus élevée et la catégorie d'exposition la plus faible.

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c

Toutes les études incluses ont été menées en Europe.

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d

Toutes les études incluses ont été menées en Amérique du Nord et l'exposition a été mesurée à la naissance.

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Filippini et coll. (2019) ont également effectué des analyses stratifiées selon l'âge au moment du diagnostic, en séparant les enfants d'âge préscolaire (< 6 ans) des enfants d'âge scolaire (≥ 6 ans). Pour les enfants d'âge préscolaire, à l'exception de la densité de la circulation automobile, la méta-analyse à effets aléatoires a révélé des liens positifs qui étaient principalement au seuil de signification statistique ou statistiquement significatifs entre les divers indicateurs de la circulation et le risque de leucémie, avec des RR regroupés de 1,00 (IC à 95 % : 0,93–1,09), 1,39 (IC à 95 % : 1,03–1,87), 1,03 (IC à 95 % : 0,90–1,18), 1,04 (IC à 95 % : 0,94–1,16), 1,09 (0,66–1,80) et 1,45 (1,08–1,95) pour la densité de la circulation automobile (sept études primaires), le benzène (quatre études primaires), le NO2 (quatre études primaires), les PM2,5 (trois études primaires), les PM10 (deux études primaires) et le 1,3-butadiène (deux études primaires), respectivement. L'hétérogénéité était faible (12,3 % à 28 %) pour quatre des six indicateurs de la circulation automobile, élevée (67,0 %) pour la densité de la circulation automobile et nulle pour les PM2,5. Chez les enfants d'âge scolaire, des liens positifs ont également été observés dans le cas des deux seuls indicateurs de la circulation automobile pour lesquels un nombre suffisant d'études permettait la réalisation de méta-analyses, avec des RR de 1,05 (IC à 95 % : 0,96–1,15) et 1,08 (IC à 95 % : 0,64–1,82) pour la densité de la circulation automobile (trois études primaires) et le benzène (deux études primaires), respectivement. On a observé une hétérogénéité nulle ou faible (10,0 %) pour le benzène et la densité du trafic, respectivement. Les analyses par sous-groupes pour les enfants d'âge scolaire ont été limitées en raison du manque d'études primaires disponibles (une seule étude principalement).

Des méta-analyses visant à décrire la forme de la courbe exposition-réponse ont par ailleurs été menées pour les divers indicateurs de la densité de la circulation automobile, du benzène et du NO2. D'après quatre études primaires, le lien était ténu entre le RR de leucémie et le nombre de véhicules par jour (1 000 à 30 000) dans la rue la plus proche de l'adresse domiciliaire, sauf aux niveaux d'exposition les plus élevés, auxquels les auteurs de la revue ont relevé un risque excédentaire faible et statistiquement imprécis, en raison d'un vaste intervalle de confiance. La forme de la courbe suggérait un seuil pouvant atteindre environ 10 000 véhicules par jour. Une tendance similaire a été observée pour la densité des routes (0 à 30 km/km2), avec un seuil possible pouvant atteindre 5 km/km2 et une légère augmentation du risque de 5 à 30 km/km2, selon trois études primaires. En revanche, selon six études primaires qui évaluaient la distance par rapport à une route principale (0 à 600 m), le lien avec le RR de leucémie restait peu perceptible entre 600 m et 150 m du bord de la route; puis, à partir de 150 m, le RR s'accroissait rapidement à mesure que la distance diminuait. La méta-analyse exposition-réponse pour le benzène (1 à 15 µg/m3) a révélé une augmentation approximativement linéaire du RR à partir des niveaux les plus faibles d'exposition au benzène selon six études primaires. Dans les analyses par sous-groupes selon le type de leucémie, le lien était nettement plus fort entre l'exposition au benzène et le risque de LAM (cinq études primaires) qu'entre l'exposition au benzène et le risque de LAL (six études primaires). Dans le cas du NO2 (0 à 60 µg/m3), il y avait des indications d'un risque excédentaire entre 40 et 60 µg/m3 selon six études primaires, mais les auteurs de la revue ont noté que l'augmentation était statistiquement instable. Ce risque excédentaire à des niveaux plus élevés d'exposition au NO2 a également été observé pour la LAL (trois études primaires), mais pas pour la LAM (trois études primaires) dans les analyses par sous-groupes selon le type de leucémie. À des concentrations d'environ 5 à 40 µg/m3 de NO2, le risque de la leucémie et du sous-type LAL était réduit, tandis qu'aucun lien n'était visible pour la LAM dans cette plage d'exposition.

Des analyses de sensibilité, dans lesquelles les études primaires étaient exclues systématiquement de la méta-analyse l'une après l'autre, ont été effectuées et n'ont pas modifié de façon appréciable les divers RR regroupés. De même, il y a eu peu d'effet sur les résultats de la méta-analyse exposition-réponse lorsqu'une valeur de ± 15 % a été utilisée au lieu de ± 20 % pour les études primaires qui n'avaient aucune valeur attribuée aux catégories ouvertes à la fin de l'échelle d'exposition. Un biais de publication n'a pu être entièrement écarté, en raison de la distribution légèrement asymétrique observée dans les diagrammes en entonnoir pour les diverses méthodes d'évaluation de l'exposition, particulièrement pour la circulation automobile et le benzène. En outre, les auteurs de la revue ont reconnu qu'un certain degré de confusion non mesuré pouvait être survenu dans les études primaires en raison des sources de pollution extérieure (p. ex., exploitation de pétrole et de gaz [deux études primaires], sources industrielles [deux études primaires]), de la pollution de l'air intérieur (p. ex., sources de chauffage et poussière [deux études primaires]), du tabagisme passif (deux études primaires), de l'exposition aux champs magnétiques (une étude primaire) et du SSE (une étude primaire).

Dans l'ensemble, Filippini et coll. (2019) ont constaté des liens positifs entre l'exposition à la PACA et le risque de leucémie infantile. Parmi les diverses mesures de l'exposition, le benzène attribuable à la circulation automobile était le plus fréquemment associé à un risque accru, et les liens les plus forts ont été observés pour la LAM. Aucun seuil minimal d'exposition n'a été établi selon la forme de la courbe exposition-réponse évaluée pour le benzène. En revanche, un tel seuil était perceptible pour la densité de la circulation (moins de 150 m d'une route principale) et pour le NO2 (concentration supérieure ou égale à 40 µg/m3). L'augmentation du risque de leucémie lorsque les concentrations de NO2 atteignaient ou dépassaient 40 µg/m3 ne concernait que la LAL. Il convient de noter que, selon l'analyse quantitative, les RR regroupés étaient plus élevés lorsque l'exposition aux divers indicateurs de la circulation automobile s'était produite dans la période postnatale (au moment du diagnostic) que pendant la période périnatale (à la naissance). Bien que le nombre d'études primaires évaluant les enfants d'âge scolaire soit limité, l'exposition au benzène et au NO2 était associée à un risque excédentaire plus élevé chez les enfants d'âge préscolaire que chez les enfants d'âge scolaire, tandis que l'inverse a été observé pour la densité de la circulation automobile. Des liens positifs ont également été observés pour les autres polluants liés à la circulation (1,3-butadiène, PM2,5 et PM10), mais un nombre limité d'études étaient disponibles pour ces polluants. En particulier, les liens avec le 1,3-butadiène étaient relativement forts et statistiquement significatifs. Ainsi, Filippini et coll. (2019) ont conclu que la PACA, particulièrement l'exposition au benzène, était liée à un risque accru de leucémie infantile, et ils ont noté que le sous-type de maladie, les périodes d'exposition et l'âge de l'enfant modifiaient ces liens.

3.2.2 Revues systématiques

Raaschou-Nielsen et Reynolds, 2006

Une seule revue systématique a été repérée par la revue de la portée et la mise à jour de la recherche documentaire (Raaschou-Nielsen et Reynolds 2006). Bien que la revue systématique de Raaschou-Nielsen et Reynolds (2006) portait sur le lien entre la pollution de l'air ambiant et les cancers infantiles, leur hypothèse et les études primaires présentées dans l'article étaient presque entièrement axées sur l'exposition à la PACA. Parmi les 15 articles primaires qui répondaient aux critères d'inclusion des auteurs, il y avait huit études cas-témoins et sept études écologiques. Les auteurs de la revue ont évalué subjectivement la qualité des études selon un système de notation autonome et non chiffré, qui se concentrait sur les principaux problèmes méthodologiques (p. ex., le nombre de cas, le biais de sélection), et ils ont noté que très peu d'études primaires avaient fourni des données de grande qualité, si bien que la preuve globale d'un lien était non concluante. En raison des limites inhérentes à leur conception, les sept études écologiques primaires, de même qu'une étude cas-témoins qui ne fournissait aucune estimation des risques pour l'exposition à la PACA et la leucémie infantile, n'ont pas été prises en considération dans la présente évaluation des risques.

Les sept autres études cas-témoins ont été menées aux États-Unis (trois études primaires) et en Europe (quatre études primaires). Les dates de leur publication allaient de 1989 à 2004. Les auteurs font état de neuf estimations distinctes de l'effet de la PACA sur la leucémie, présentées sous la forme de RR avec des IC à 95 %. Trois de ces estimations de l'effet portaient sur les polluants atmosphériques liés à la circulation (NO2 et benzène), et les six autres reposaient sur diverses mesures de l'exposition à la circulation (p. ex. la densité de la circulation, la distance par rapport à la route, le nombre de véhicules sur les routes); les estimations de l'effet allaient de 0,4 à 3,9 et de 0,9 à 4,7, respectivement. La majorité des neuf RR ont montré un effet : six ont indiqué un lien positif et, dans trois cas, statistiquement significatif. Les études primaires dont les résultats sont statistiquement significatifs ont évalué la PACA en fonction du nombre de véhicules sur les routes (2 études) et des concentrations modélisées de benzène dans l'air extérieur (1 étude). Des résultats similaires ont été observés lors du regroupement par indicateur indirect de la PACA.

Bien que la majorité des études cas-témoins comprenaient une détermination appropriée des cas, par exemple à partir des registres du cancer, et aient choisi les témoins au hasard dans divers registres, Raaschou-Nielsen et Reynolds (2006) ont discuté d'un possible biais de sélection dans trois des études primaires. En particulier, le contact avec les participants à l'étude, la composition aléatoire et la non-participation peuvent avoir entraîné une distribution inégale des caractéristiques de base entre les groupes de cas et les groupes témoins. Les auteurs de la revue ont également noté que, même si l'erreur de classification différentielle de l'exposition était peu probable, car les adresses domiciliaires étaient obtenues au moyen de sources objectives, l'erreur de classification non différentielle était inévitablement présente, quoiqu'elle devrait biaiser les liens vers une valeur nulle.

Les auteurs de la revue ont relevé plusieurs sources d'hétérogénéité, y compris les niveaux et les variations de l'exposition, les sous-types de leucémie infantile, l'approximation de la PACA et l'évaluation de l'exposition. Ils considéraient l'évaluation de l'exposition comme le principal défi méthodologique. Bien que toutes les études primaires aient évalué l'exposition à l'adresse domiciliaire, elles différaient en ce qui concerne le moment de l'évaluation (p. ex. exposition depuis la naissance, à l'adresse occupée le plus longtemps durant l'enfance et à l'adresse la plus récente seulement) et les méthodes utilisées (p. ex. nombre de véhicules sur les routes, nombre de véhicules pondéré en fonction de la distance et modèles de PACA).

Les auteurs de la revue ont indiqué que la confusion était bien prise en considération : les sept études cas-témoins avaient appliqué un appariement et un ajustement en fonction de l'âge et du sexe, et la plupart des études primaires comportaient en outre un ajustement selon divers autres facteurs de risque (p. ex. SSE, champs électromagnétiques, ethnicité et âge de la mère). Toutefois, un certain nombre de limites ont été relevées, y compris le biais de publication et la possibilité d'une classification erronée. Dans l'ensemble, les auteurs de la revue ont conclu que les indications d'un lien entre l'exposition à la PACA et la leucémie infantile étaient faibles, tout en soulignant que le nombre limité d'études, les limites méthodologiques et le manque de cohérence des résultats d'étude ne permettaient pas de conclure à l'absence de lien.

3.2.3 Résumé et conclusion

Six RS-MA ont évalué le lien entre la PACA et la leucémie; comme leurs objectifs précis, leur choix d'indicateurs de la circulation et leur année de publication différaient, leurs analyses quantitatives comprenaient un nombre et un ensemble différents d'études primaires (9 à 29 études primaires). Cependant, il existait un chevauchement considérable entre les études primaires incluses. Sun et coll. (2014) ont effectué une méta-analyse pour caractériser le lien entre la densité de la circulation automobile locale et le risque de leucémie infantile chez les enfants de 15 ans ou moins. Boothe et coll. (2014) ont examiné le lien entre l'exposition à la circulation automobile à la résidence (selon la distance par rapport aux routes et la densité de la circulation) et le cancer infantile dans les pays désignés par la Banque mondiale comme une « économie à revenu élevé ». Bien que leur recherche ne se soit pas limitée à un type de cancer en particulier, la leucémie était le seul cancer avec un nombre suffisant d'études à analyser. Filippini et coll. (2015) ont mis l'accent sur les liens possibles entre l'exposition à long terme aux gaz d'échappement de la circulation automobile et le risque de leucémie infantile; ils ont utilisé des mesures indirectes des gaz d'échappement, en accord avec Matz et coll. (2019) : densité de la circulation automobile et niveaux mesurés ou modélisés de NO2 et de benzène. Carlos-Wallace et coll. (2016) ont évalué le lien entre l'exposition au benzène et la leucémie infantile et utilisé diverses mesures de l'exposition au benzène, y compris la densité de la circulation automobile et les modèles de PACA, pour explorer ce lien. Gong et coll. (2019) ont procédé à une revue systématique et effectué une méta-analyse des études primaires cas-témoins afin d'examiner le lien entre la PACA et le risque de leucémie infantile. Enfin, dans la RS-MA la plus récente et la plus complète, Filippini et coll. (2019) ont étudié la relation exposition-réponse entre l'exposition à la pollution atmosphérique extérieure, selon la densité de la circulation, les données de surveillance de l'air et les modèles de dispersion des polluants atmosphériques fondés sur la circulation automobile, et le risque de leucémie infantile.

Les méta-analyses comportaient plusieurs limites mentionnées (p. ex. l'utilisation d'études primaires utilisant différents critères d'inclusion et d'exclusion, l'utilisation de mesures variables de l'exposition à la circulation, l'introduction possible d'un biais de rappel et de sélection attribuable au plan d'étude cas-témoins, la prise en compte variable des facteurs de confusion, y compris la fumée de cigarette et la confusion non mesurée). Néanmoins, toutes les RS-MA ont signalé un lien positif entre la leucémie infantile et les indicateurs de la PACA. Sun et coll. (2014) ont signalé un léger lien positif au seuil de signification statistique entre la densité de la circulation locale et la leucémie infantile. L'estimation regroupée était robuste dans l'ensemble des analyses de sensibilité et ne comportait aucun biais de publication observé. Les analyses par sous-groupes selon le pays, la durée de l'étude, la note de qualité de l'étude et la définition de la densité de la circulation ont également donné lieu à des liens positifs au seuil de signification statistique ou statistiquement significatifs. En particulier, le nombre de véhicules par jour, soit la mesure de densité de la circulation la plus utilisée, correspondait au lien le plus fort. De même, Boothe et coll. (2014) ont constaté un lien positif et statistiquement significatif entre la leucémie infantile et une exposition élevée à la circulation automobile à la résidence; une augmentation statistiquement significative du risque a également été observée durant la période postnatale. Il convient de souligner que des liens positifs statistiquement significatifs ont aussi été obtenus lorsque l'effet du SSE était pris en considération, lorsque l'analyse se limitait aux études primaires de grande qualité ou lorsque la mesure de l'exposition correspondait à une seule route. L'analyse de sensibilité pour cette période d'exposition était robuste, malgré certaines indications de la présence d'un biais de publication. Les résultats de Filippini et coll. (2015) donnent également à penser que l'exposition à la PACA avait accru le risque de leucémie infantile, tant pour toutes les leucémies que pour les principaux sous-types (LAL et LAM), et ces résultats étaient majoritairement positifs pour les divers indicateurs d'exposition (densité de la circulation, NO2 et benzène) et lieux d'étude (États-Unis et Europe). Les principaux prédicteurs du risque de maladie étaient l'exposition au benzène (pour le sous-type LAM) ainsi que l'exposition fondée sur la densité de la circulation pendant la période d'exposition postnatale (comparativement à la période d'exposition prénatale). Les estimations regroupées étaient robustes lors des analyses de sensibilité, mais il y avait des signes d'un biais de publication. Des liens positifs ont été observés pour les études utilisant des estimations modélisées de l'exposition à la PACA et la leucémie infantile dans Carlos-Wallace et coll. (2016), et les RR regroupés étaient plus élevés que ceux calculés pour la densité de la circulation automobile. La revue de Gong et coll. (2019) tend également à indiquer que la leucémie infantile est associée à la densité de la circulation automobile et à une exposition modérée au NO2 et au benzène. En particulier, des liens positifs faibles ont été signalés pour la densité de la circulation lorsque toutes les études étaient prises en considération et lorsque l'analyse se limitait à un niveau d'exposition élevé seulement, tandis que des liens positifs faibles ont été observés seulement avec une exposition modérée au NO2 et au benzène. L'absence de certains renseignements pertinents, l'important biais de publication détecté pour la densité de la circulation et le fait que les estimations des risques d'une étude primaire donnée n'ont pas été sélectionnées ou privilégiées, si bien que plusieurs estimations de la même étude primaire étaient incluses dans la méta-analyse, limitent l'interprétation et l'importance des liens signalés dans cette RS-MA. Comme dans les autres RS-MA, Filippini et coll. (2019) ont conclu que la PACA, en particulier l'exposition au benzène, était liée à un risque accru de leucémie infantile; de plus, les auteurs de la revue ont noté que le sous-type de maladie, les périodes d'exposition et l'âge de l'enfant modifiaient ces liens. Des liens ont également été cernés avec d'autres mesures de l'exposition à la PACA, notamment la densité de la circulation, le NO2 et le 1,3-butadiène. Aucun seuil minimal d'exposition au benzène n'a été établi pour l'augmentation du risque dans la méta-analyse dose-réponse. En revanche, un tel seuil était perceptible pour la densité de la circulation (moins de 150 m d'une route principale) et pour le NO2 (concentration supérieure ou égale à 40 µg/m3). Contrairement au benzène, qui présentait son lien positif le plus fort avec la LAM, l'augmentation du risque de leucémie en fonction des niveaux de NO2 ne concernait que la LAL. Les RR regroupés étaient plus élevés lorsque l'exposition aux divers indicateurs de la circulation automobile s'était produite dans la période postnatale (au moment du diagnostic) que pendant la période périnatale (à la naissance). Bien que le nombre d'études primaires évaluant les enfants d'âge scolaire soit limité, l'exposition au benzène et au NO2 était associée à un risque excédentaire plus élevé chez les enfants d'âge préscolaire que chez les enfants d'âge scolaire, tandis que l'inverse a été observé pour la densité de la circulation automobile.

Une seule revue systématique, dont la date de publication est antérieure à celle des RS-MA examinées dans cette section, a été repérée pour la présente évaluation des risques. Raaschou-Nielsen et Reynolds (2006) ont examiné le lien entre l'exposition à la PACA (c.-à-d. les mesures de la circulation et les polluants atmosphériques liés à la circulation) et la leucémie infantile. Ils ont noté des liens positifs pour la majorité (six sur neuf) des RR déclarés dans les études cas-témoins incluses. Le degré de signification des RR était toutefois variable, et des résultats semblables ont été observés lors du regroupement par indicateur indirect de la PACA.

3.3 Cancers chez les adultes

Comme il est indiqué à la section 2.1, seulement deux types de cancers chez les adultes ont été désignés comme candidats à cette évaluation des risques fondée sur une revue globale : le cancer du poumon et le cancer du sein.

Le cancer du poumon est le cancer le plus souvent diagnostiqué au Canada et la principale cause de décès par cancer chez les hommes et les femmes (ASPC 2019a). Les cancers du poumon sont regroupés selon le type de cellules : (1) le cancer du poumon à petites cellules prend habituellement naissance dans les cellules qui tapissent les bronches, évolue rapidement et se propage souvent à d'autres parties du corps; (2) le cancer du poumon non à petites cellules est plus fréquent, évolue plus lentement et comprend plusieurs sous-types, dont l'adénocarcinome, le carcinome squameux et le sarcome (Société canadienne du cancer 2021c). Le risque de cancer du poumon augmente avec l'âge, et les hommes présentent un risque plus élevé que les femmes (Société canadienne du cancer 2021d). Le principal facteur de risque du cancer du poumon est le tabagisme, y compris la fumée de tabac ambiante. Il existe de nombreux autres facteurs de risque de cancer du poumon, notamment les antécédents personnels ou familiaux de cancer du poumon, la pollution atmosphérique, le radon, l'amiante, l'exposition professionnelle à certains produits chimiques et l'exposition aux rayonnements (Société canadienne du cancer 2021d, ASPC 2019a).

Le cancer du sein est le cancer le plus courant chez les femmes (à l'exclusion des cancers de la peau autres que le mélanome) et la deuxième cause de décès par cancer au Canada (Société canadienne du cancer 2021e). Presque tous les cas de cancer du sein se développent à partir du tissu glandulaire. Les cellules cancéreuses peuvent apparaître parmi les cellules qui tapissent les canaux (carcinome canalaire) ou les cellules des lobules (carcinome lobulaire) [ASPC 2019b]. Bien que le cancer du sein puisse survenir tant chez les hommes que chez les femmes, le risque est plus grand chez les femmes. Les autres facteurs de risque du cancer du sein comprennent l'âge, les antécédents personnels et familiaux de cancer du sein, les facteurs génétiques, y compris les mutations des gènes BRCA, les antécédents en matière de grossesses, l'exposition aux rayonnements, les contraceptifs oraux, la consommation d'alcool, l'obésité et l'inactivité physique (Société canadienne du cancer 2021f).

Trois RS-MA et une revue systématique portant sur le cancer chez les adultes pouvaient être incluses dans la revue globale actuel le; les RS-MA ont été sélectionnées pendant la revue de la portée, tandis que la revue systématique a été trouvée par la mise à jour de la recherche documentaire. Les trois RS-MA (Tsoi et Tse 2012; Chen et coll. 2015; Hamra et coll. 2015) ont évalué le lien entre l'exposition à la PACA et le risque de cancer du poumon chez les adultes. En revanche, la revue systématique (White et coll. 2018) a examiné le lien entre l'exposition à la PACA et le cancer du sein chez les femmes.

3.3.1 RS-MA sur le cancer du poumon

Tsoi et Tse (2012)

Tsoi et Tse (2012) ont effectué une RS-MA du risque de cancer du poumon chez les conducteurs professionnels. Les auteurs ont retenu des études cas-témoins et des études de cohorte publiées en anglais entre janvier 1996 et janvier 2011. Au total, 19 études primaires ont été incluses dans les méta-analyses, soit sept études rétrospectives de cohorte, une étude prospective de cohorte et onze études cas-témoins. Les études primaires ont été menées dans neuf pays, surtout en Europe et en Amérique du Nord. Les professions de conducteur considérées comprenaient les chauffeurs d'autobus, de camions et de taxis, et la plupart des sujets étudiés étaient des hommes. Le niveau d'exposition des conducteurs professionnels n'a pas été déclaré. La qualité des études primaires a été évaluée au moyen d'une liste de contrôle élaborée par Downs et Black (1998). Pour cette RS-MA, chacune des études primaires a été notée. Les études de qualité supérieure présentaient une note égale ou supérieure à la note médiane, tandis que les études inférieures à la note médiane étaient considérées comme de faible qualité. Onze des 19 études primaires étaient considérées comme étant de qualité supérieure; celles-ci ont généralement obtenu une note plus élevée pour l'évaluation du biais de confusion et le taux déclaré de réduction de l'échantillon pendant le suivi. Les études primaires de faible qualité comportaient des problèmes méthodologiques (aucun détail fourni par les auteurs de la revue) et une faible puissance statistique.

Les estimations de l'effet concernant l'incidence du cancer du poumon et la mortalité connexe ont été extraites des études primaires, y compris des estimations corrigées ou non corrigées selon l'usage du tabac (lorsqu'elles étaient disponibles). Les auteurs ont calculé l'estimation regroupée de l'effet à l'aide d'un modèle à effets fixes si aucune hétérogénéité notable n'était présente, et d'un modèle à effets aléatoires lorsque le test Q de Cochran pour l'hétérogénéité (valeur p) était inférieur à 0,1 et/ou l'indice I2 était supérieur à 50 %. Le biais de publication a été évalué au moyen d'un diagramme en entonnoir, dont la symétrie indiquait l'absence d'un biais de publication évident.

L'analyse regroupée des 19 études a révélé une augmentation significative du risque de cancer du poumon chez les conducteurs professionnels comparativement au groupe témoin de non-conducteurs, avec un RR regroupé de 1,21 (IC à 95 % : 1,10–1,32) et une hétérogénéité importante entre les études (I2 = 68,6 %; p < 0,00001 pour le test Q de Cochran). Les estimations regroupées étaient aussi significatives dans les analyses par sous-groupes selon le type d'étude, l'ajustement en fonction du tabagisme et la qualité de l'étude (tableau 3.7). Les auteurs ont signalé qu'une durée d'emploi plus longue accroissait le risque de cancer du poumon, car le RR regroupé était de 1,19 (IC à 95 % : 1,06–1,34) pour les 10 études ajustées selon l'usage du tabac qui comprenaient une durée d'emploi minimale de 10 ans comme conducteur professionnel, comparativement à un RR de 1,00 (IC à 95 % : 0,92–1,09) dans la seule étude sur une durée d'emploi plus courte (6 ans); l'hétérogénéité n'a pas été précisée.

Tableau 3.7. Analyses par sous-groupes du lien entre l'emploi comme conducteur professionnel et le risque de cancer du poumon, d'après Tsoi et Tse (2012)
Groupe Sous-groupe Nombre d'études primaires incluses dans la méta-analyse RR regroupé (IC à 95 %) Hétérogénéité (I2) Valeur p du test Q de Cochran
Toutes les études S.O. 19 1,21 (1,10–1,32) 68,6 % < 0,00001
Plan d'étude Cas-témoins 11 1,26 (1,02–1,56) 55,2 % 0,01
Cohorte 8 1,19 (1,07–1,32) 79,4 % < 0,0001
Ajustement en fonction du tabagisme Avec ajustement 13 1,18 (1,05–1,33) 48,0 % 0,03
Sans ajustement 6 1,23 (1,05–1,44) 83,1 % < 0,0001
Qualité de l'étude Qualité supérieure 11 1,22 (1,09–1,36) 52,1 % 0,02
Faible qualité 8 1,17 (1,03–1,32) 63,2 % 0,008

S.O. = sans objet

Cette RS-MA comporte plusieurs limites, notamment l'absence d'une quantification ou d'une mesure de l'exposition à la PACA et l'absence d'une correction complète des facteurs de confusion dans les études primaires. Bon nombre des études primaires ont évalué le risque en fonction de l'emploi comme conducteur professionnel par rapport aux groupes témoins d'autres professions. Par conséquent, l'évaluation du degré d'exposition ou de l'intensité de l'exposition à la PACA n'a pas été intégrée à l'évaluation des risques. En outre, même si certaines études primaires tenaient compte du tabagisme, les études primaires ne tenaient pas compte des autres facteurs de confusion, comme l'emploi dans d'autres professions présentant un risque élevé de cancer du poumon ou l'exposition à des agents cancérigènes connus (p. ex. l'exposition professionnelle à l'amiante ou à d'autres produits chimiques). Par ailleurs, une hétérogénéité importante a été constatée dans l'analyse principale et les analyses par sous-groupes, ce qui a motivé l'utilisation d'un modèle à effets aléatoires. Les sources d'hétérogénéité comprenaient les différences entourant la conception des études, les professions, la qualité des études, l'inclusion de facteurs de confusion, l'emplacement et la période d'étude.

Chen et coll. (2015)

Chen et coll. (2015) ont mené une RS-MA pour évaluer le lien entre l'exposition à la PACA et le cancer du poumon. Les auteurs ont inclus les études cas-témoins, de cohorte et cas-témoins imbriquées dans une cohorte qui traitaient de l'incidence du cancer du poumon ou de la mortalité par cancer du poumon. Ces études ont été publiées en anglais ou en chinois jusqu'en décembre 2013. Elles pouvaient se rapporter tant à l'exposition ambiante que professionnelle à la PACA. La qualité des études primaires a été évaluée à l'aide de la liste de vérification Outil STROBE (Strengthening the Reporting of Observational Studies in Epidemiology; von Elm et coll., 2008). Les études répondant à moins de 60 % des critères STROBE ont été jugées de mauvaise qualité et exclues. Au total, 36 études primaires ont été incluses dans les analyses regroupées, dont 14 études sur l'exposition ambiante à la PACA et 22 études sur l'exposition professionnelle. Les estimations des effets ont été regroupées à l'aide d'un modèle à effets fixes lorsque l'hétérogénéité était inférieure à 50 % et que le test Q de Cochran pour l'hétérogénéité (valeur p) était supérieur à 0,1; sinon, un modèle à effets aléatoires a été utilisé.

Pour l'exposition ambiante, les études ont été menées en Europe (sept études), en Amérique du Nord (cinq études) et en Asie (deux études). Les méthodes d'évaluation de l'exposition étaient variées et comprenaient des modèles de RUT, des données de surveillance et des modèles de dispersion. Les niveaux d'exposition (moyenne, médiane ou plage de valeurs) n'étaient pas indiqués de manière cohérente dans les études primaires. La durée de la période d'exposition ou du suivi n'était pas précisée dans la revue. À partir des études primaires, les auteurs de la revue ont extrait des estimations de l'effet par polluant, correspondant au modèle le plus ajusté en fonction des covariables et des facteurs de confusion. La plupart des études primaires tenaient compte de l'âge (n = 12), du sexe (n = 10), des indicateurs du SSE (n = 14), du tabagisme (n = 11) et de l'indice de masse corporelle (n = 7). Les cas de cancer du poumon ont été déterminés à partir de dossiers/registres (neuf études) ou d'analyses histologiques (cinq études).

Le tableau 3.8 présente les RC regroupés pour chaque polluant de la PACA. Des liens positifs significatifs ont été déterminés pour les oxydes d'azote (NOx) et le dioxyde de soufre (SO2), tandis que pour le NO2 et les PM2,5, les liens étaient positifs, au seuil de signification statistique. Une hétérogénéité modérée à importante a été observée pour chaque polluant, sauf pour le SO2. Il convient de souligner que les auteurs de la revue ont recensé de nombreuses autres études primaires évaluant le lien entre les polluants de la PACA et le cancer du poumon dans lesquelles l'ampleur des effets était établie en fonction d'autres intervalles d'augmentation des polluants (p. ex. 20 µg/m3). Toutefois, les auteurs n'ont pas normalisé ces estimations de l'effet en fonction d'intervalles de 10 µg/m3 de polluant, ce qui aurait permis leur inclusion dans la méta-analyse. Ce facteur a limité le nombre d'études incluses dans l'analyse quantitative et la force de celle-ci. De plus, les trois études primaires trouvées sur les PM10 utilisaient chacune un intervalle d'augmentation différent; ainsi, les auteurs de la revue n'ont présenté aucune estimation regroupée pour ce polluant.

Tableau 3.8. Analyse regroupée du risque de cancer du poumon selon les polluants de la PACA, d'après Chen et coll. (2015)
Polluant (intervalle d'augmentation) Nombre d'études primaires RC regroupé(IC à 95 %) Hétérogénéité (I2), valeur p du test Q de Cochran Valeur p pour l'effet global
Nombre total Liens positifs
NO2 (10 µg/m3) 5 4 1,06 (0,99–1,13) 59 %, p = 0,05 0,08
NOx (10 µg/m3) 2 2 1,04 (1,01–1,07) 46 %, p = 0,17 0,01
PM2,5 (10 µg/m3) 6 5 1,11 (1,00–1,22) 64 %, p = 0,02 0,05
SO2 (10 µg/m3) 5 3 1,03 (1,02–1,05) 0 %, p = 0,48 < 0,0001

Pour l'exposition professionnelle, les études ont aussi été menées en Europe (11 études), en Amérique du Nord (10 études) et en Asie (une étude). Les types de conducteurs professionnels répondant aux critères d'inclusion étaient les chauffeurs d'autobus, les camionneurs, les chauffeurs de taxi et les chauffeurs privés. La durée d'emploi variait entre les études primaires, bien que 10 de ces études aient indiqué un minimum de 10 ans en emploi. Les résultats se rapportant au cancer du poumon ont été déterminés à partir de dossiers/registres (14 études), d'analyses histologiques (6 études) et de dossiers histologiques et cliniques (1 étude); la méthode n'était pas claire dans une étude. Au moyen des études primaires, les auteurs de la revue ont extrait des estimations de l'effet ajustées en fonction des covariables, la plupart des études tenant compte de l'âge (n = 19) et du tabagisme (n = 16). Seules certaines des études primaires comprenaient des ajustements pour la durée de l'emploi (n = 3), la scolarité (n = 4) et l'exposition à l'amiante (n = 2).

Le tableau 3.9 présente les RC regroupés pour le risque de cancer du poumon chez les conducteurs professionnels. Des liens positifs significatifs ont été établis pour l'incidence du cancer du poumon et la mortalité par cancer du poumon chez les conducteurs professionnels. Puisque les intervalles de confiance de chacun de ces éléments se chevauchaient, les auteurs de la revue ont combiné les deux résultats en une synthèse plus large, qui a également donné lieu à un lien positif significatif. Une hétérogénéité modérée à importante a été observée pour chaque RC regroupé.

Tableau 3.9. Analyse regroupée du risque de cancer du poumon chez les conducteurs professionnels, d'après Chen et coll. (2015)
Cancer du poumon Nombre d'études primaires ou sous-groupes RC regroupé (IC à 95 %) Hétérogénéité, valeur p du test Q de Cochran Valeur p pour l'effet global
Nombre total Liens positifs
Incidence 18 17 1,27 (1,19–1,36) 44 %, p = 0,02 < 0,00001
Mortalité 11 8 1,14 (1,04–1,26) 52 %, p = 0,02 0,08
Incidence et mortalité combinées 28 24 1,22 (1,14–1,31) 65 %, p < 0,00001 < 0,00001

Cette RS-MA a signalé un risque accru de cancer du poumon lié à l'exposition ambiante aux polluants de la PACA, avec des estimations regroupées allant de 1,03 à 1,11 par 10 µg/m3 de polluants (NO2, NOx, PM2,5 et SO2). L'exposition professionnelle à la PACA a également été liée à un risque accru d'incidence du cancer du poumon et/ou de mortalité par cancer du poumon, les estimations regroupées allant de 1,14 à 1,27. Il paraît plausible que l'exposition professionnelle comporte des risques accrus, puisque ces scénarios d'exposition concernent souvent des durées plus longues et, possiblement, des niveaux accrus de polluants par rapport aux expositions non professionnelles. De plus, compte tenu de l'omniprésence de la PACA, les personnes employées dans des professions touchées par la PACA sont également exposées aux polluants de la PACA dans des milieux non professionnels (exposition ambiante), ce qui contribue à leur exposition totale.

Les auteurs de la revue n'ont pas évalué la possibilité d'un biais de publication ni les facteurs contribuant à l'hétérogénéité observée. Pour l'évaluation du risque de cancer du poumon et de l'exposition ambiante à la PACA, les sources d'hétérogénéité devraient inclure (sans s'y limiter) la conception de l'étude, la méthode d'évaluation de l'exposition, l'évaluation des résultats, le lieu de l'étude et l'ajustement en fonction des covariables. Pour l'évaluation du risque de cancer du poumon et de l'exposition professionnelle à la PACA, les sources d'hétérogénéité devraient inclure (sans s'y limiter) la conception de l'étude, la durée de l'étude, la durée de l'emploi, l'évaluation des résultats, le lieu de l'étude et l'ajustement en fonction des covariables.

Hamra et coll. (2015)

Hamra et coll. ont mené en 2015 une RS-MA sur le cancer du poumon et l'exposition à la PACA. Ils ont trouvé 20 études primaires admissibles au moyen d'une recherche documentaire et ajouté trois études primaires après une discussion avec des coauteurs ou une recherche dans les listes de références des études incluses. Vingt des 23 études primaires répondant aux critères d'inclusion de la revue systématique ont été incluses dans les analyses quantitatives. Toutes les études primaires comportaient au minimum un ajustement selon l'âge et le sexe; les autres grands facteurs de confusion qui faisaient l'objet d'ajustements incluaient le tabagisme, le SSE ou le revenu, la scolarité et la profession. Toutes les estimations de l'effet des polluants (NO2 ou NOx) ont été normalisées en fonction d'augmentations par intervalles de 10 µg/m3.

Les études primaires ont été menées en Amérique du Nord (sept études), en Europe (10 études) et en Asie (trois études). Bien que la date de leur publication varie de 1999 à 2014, la majorité des études primaires ont été publiées au cours des dix dernières années. La plupart (15) des études primaires étaient des études de cohorte et les cinq autres, des études cas-témoins. Onze études primaires ont utilisé la mortalité par cancer du poumon comme critère d'effet examiné, alors que les neuf autres études ont évalué l'incidence. La méthode d'évaluation de l'exposition variait d'une étude primaire à l'autre. Il pouvait s'agir de postes de surveillance fixes (six études), de modèles spatiotemporels (cinq études), de la modélisation de la RUT (quatre études), de modèles de dispersion atmosphérique (quatre études) et de la pondération par l'inverse de la distance (une étude). Le NO2 avait été retenu le plus souvent comme indicateur de l'exposition à la PACA (15 études primaires); les NOx et les mesures de la circulation étaient utilisés dans cinq et sept études primaires, respectivement. Les moyennes annuelles de NO2 et de NOx déclarées dans les études primaires variaient respectivement de 10,7 à 63,4 µg/m3 et de 8,7 à 107,3 µg/m3. En raison de la variabilité des mesures de la circulation utilisées dans les études primaires, Hamra et coll. (2015) ont restreint les analyses quantitatives au NO2 et aux NOx.

La méta-analyse à effets aléatoires a permis de constater des liens positifs statistiquement significatifs entre le cancer du poumon et l'exposition à la PACA lorsque le NO2 et les NOx étaient employés comme mesures d'exposition. Les résultats de la méta-analyse sont présentés au tableau 3.10. Dans l'ensemble, les résultats de l'analyse principale laissent voir que le lien entre le NO2 et les NOx et le cancer du poumon est positif et statistiquement significatif. Hamra et coll. (2015) ont également effectué des analyses par sous-groupes pour l'exposition au NO2 selon la région, la méthode d'évaluation de l'exposition et l'ajustement des facteurs de confusion, comme le montre le tableau 3.10. D'après les résultats des analyses par sous-groupes, l'ampleur du lien entre le cancer du poumon et le NO2 varie selon la région. Le lien est toutefois demeuré robuste au regard des différences de l'ajustement des facteurs de confusion et des méthodes d'évaluation de l'exposition.

Tableau 3.10. Estimations regroupées du lien entre l'exposition à la PACA et le risque de cancer du poumon, d'après Hamra et coll. (2015)
Polluant (intervalle d'augmentation normalisé) Sous-groupe Nombre d'études primaires RR regroupé (IC à 95 %) Hétérogénéité (I2), valeur pNote de bas de page a Valeur p pour l'effet globalNote de bas de page b

NO2

(10 µg/m3)

 Ensemble 15 1,04 (1,01–1,08) 72,8 %, p = 0,000 < 0,05
Région Europe 7 1,02 (0,99–1,06) 41,1 %, p = 0,117 Non reporté
Amérique du Nord 6 1,07 (1,01–1,14) 77,1 %, p = 0,001
Asie 2 1,11 (1,03–1,20) 32,5 %, p = 0,224
Méthode d'évaluation de l'exposition Poste de surveillance fixe 6 1,05 (0,98–1,13) 80,7 %
AutreNote de bas de page c 8 1,04 (1,00–1,08) 60,5 %
Ajustement des facteurs de confusion Tabagisme 11 1,04 (1,00–1,08) 71,8 %
SSE ou revenu 7 1,04 (0,98–1,11) 68,8 %
Niveau de scolarité 8 1,03 (1,00–1,07) 68,2 %

NOx

(10 µg/m3)

 Ensemble 5 1,03 (1,01–1,05) 33,3 %, p = 0,202 < 0,05
a

Hamra et coll. (2015) ont déclaré des valeurs p pour l'hétérogénéité seulement pour le NO2 dans l'ensemble, les NOx dans l'ensemble et l'analyse par sous-groupes selon la région.

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b

Hamra et coll. (2015) n'ont pas déclaré la valeur p de l'effet global qui correspond aux analyses par sous-groupes. Ces valeurs sont laissées en blanc dans le présent tableau.

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c

Les autres méthodes d'évaluation de l'exposition sont la modélisation spatiotemporelle, la pondération par l'inverse de la distance, la RUT et la dispersion atmosphérique.

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Hamra et coll. (2015) ont également examiné qualitativement le lien entre le cancer du poumon et les mesures de la circulation, soulignant que la plupart des estimations de l'effet dénotaient des liens positifs au seuil de signification statistique. Les mesures de la circulation utilisées dans les diverses études primaires étaient variées, chacune ayant un écart d'exposition unique, de sorte que les auteurs de la revue n'ont pas produit de méta-estimation. Des 16 estimations de l'effet déclarées dans les sept études primaires utilisant des mesures de la circulation, une estimation a révélé un lien positif significatif, neuf estimations ont révélé des liens positifs au seuil de signification statistique, deux estimations ont révélé des liens positifs non significatifs et les quatre autres estimations n'ont révélé aucun lien. L'étude primaire comportant un lien positif statistiquement significatif a estimé l'exposition à la PACA selon la distance de la circulation automobile. Il ne semble pas y avoir de lien sous-jacent entre la mesure de la circulation (c.-à-d. le volume de circulation ou la distance de la circulation) et la probabilité d'un lien positif. Les auteurs de la revue ont souligné que ces mesures de la circulation comportent des limites au chapitre de l'évaluation de l'exposition individuelle et peuvent souvent être des marqueurs du SSE, ce qui peut influer sur les analyses.

Hamra et coll. (2015) ont conclu que les données présentées dans la RS-MA indiquent un lien positif entre le cancer du poumon et l'exposition à la PACA. Le lien positif était uniforme entre les sous-groupes. Certaines sources possibles d'hétérogénéité n'ont pas été abordées dans les analyses par sous-groupes, comme l'inclusion de délais suivant l'exposition pour tenir compte de la latence du cancer (p. ex. 0 à 20 ans) et le critère d'effet (incidence ou mortalité). Les auteurs de la revue ont noté que les expositions modélisées au NO2 dans le lieu de résidence n'étaient qu'une approximation de l'exposition individuelle réelle; toutefois, les résultats de la méta-analyse étaient robustes lorsqu'ils étaient subdivisés selon la méthode d'évaluation de l'exposition. Même si Hamra et coll. (2015) n'ont pas évalué la qualité des études primaires et qu'un éventuel biais de publication a été décelé, la rigueur et la transparence de la synthèse des données probantes font de cette RS-MA une précieuse source de données épidémiologiques sur le lien entre l'exposition à la PACA et le cancer du poumon.

3.3.2 Revue systématique sur le cancer du sein

White et coll. (2018)

White et coll. (2018) ont mené une revue systématique sur le lien entre l'exposition à la pollution atmosphérique et l'incidence du cancer du sein chez les femmes. Bien que les auteurs de la revue aient tenu compte de la pollution de l'air provenant de plusieurs sources, la PACA faisait partie des types d'expositions examinés dans la revue. Douze études primaires ont servi à l'évaluation du lien entre l'exposition à la PACA et l'incidence du cancer du sein. Ces études primaires ont été publiées de 1996 à 2017, la majorité au cours de la dernière décennie. Les études ont été menées en Amérique du Nord (neuf études primaires) et en Europe (trois études primaires). Six des 12 études primaires sur l'exposition à la PACA étaient des études cas-témoins, et les six autres, des études de cohorte. L'exposition à la PACA a été évaluée selon plusieurs mesures, y compris les concentrations d'oxydes d'azote (NO2 et NOx), de benzo[a]pyrène (BaP) et de PM2,5 établies au moyen de modèles de RUT, d'estimations obtenues par satellite et de mesures de la circulation (proximité de la chaussée et densité de la circulation). Les expositions étaient définies en fonction de variables continues et catégorielles. La plage des valeurs d'exposition aux divers polluants mesurés dans les études incluses n'a pas été fournie. Les facteurs de confusion et les covariables utilisés dans les études primaires n'étaient pas précisés. En ce qui a trait au risque de cancer du sein lié à l'exposition à la PACA, sur les 15 estimations de risque tirées des études de cohorte, 11 montraient des liens positifs, dont un était significatif et six au seuil de signification statistique, et quatre n'indiquaient aucun lien. Parmi ces études de cohorte, neuf des estimations de risque se situaient entre 0,90 et 1,16 par tranche d'augmentation des concentrations de polluants selon les expositions modélisées au NO2, aux NOx ou aux PM2,5. En ce qui concerne les mesures de la circulation, chacune des quatre estimations de risque déclarées dans la revue montrait un lien positif, allant de 1,14 à 1,60, dont deux étaient au seuil de signification statistique. Toutefois, les auteurs de la revue ont noté que deux études de cohorte n'avaient observé aucun lien entre le cancer du sein et les mesures de la circulation (les estimations de risque ne sont pas indiquées dans la revue). Selon l'analyse principale des études cas-témoins, six des sept estimations de risque étaient positives et quatre, au seuil de signification statistique. Dix autres estimations de risque provenant de diverses analyses par sous-groupes étaient mentionnées; parmi les huit estimations qui étaient positives, trois étaient significatives et deux, au seuil de signification statistique. Ces analyses par sous-groupes variaient entre les études et tenaient compte de facteurs comme la ménopause et le sous-type de tumeur. Pour le NO2 et le BaP, les estimations de risque variaient respectivement de 1,08 à 1,32 (six estimations) et de 0,82 à 2,58 (neuf estimations), et une étude fondée sur le nombre de véhicules a produit des estimations de risque allant de 0,89 à 1,29 (deux estimations). Il convient de souligner que trois études cas-témoins canadiennes ont été incluses dans cette revue pour l'évaluation du lien avec le NO2; les estimations de risque correspondantes étaient toutes positives et au seuil de signification statistique, variant de 1,08 à 1,31 par tranche d'augmentation du NO2.

Dans l'ensemble, White et coll. (2018) ont signalé qu'il y avait des indications d'un lien entre l'exposition à la PACA et l'incidence du cancer du sein, avec des résultats particulièrement constants dans les études primaires qui utilisaient le NO2, les NOx ou le BaP comme mesure indirecte de l'exposition à la PACA. Aucun lien ne ressortait clairement des études primaires qui mesuraient l'exposition à la PACA en fonction de la circulation (selon la distance par rapport à la route la plus proche ou la densité de la circulation); bon nombre de ces études ne révélaient aucun lien, et les quelques études faisant état d'un lien comprenaient de vastes intervalles de confiance. Les auteurs de la revue ont cerné plusieurs sources d'hétérogénéité, comme les méthodes d'évaluation de l'exposition, le statut de la tumeur relativement aux récepteurs des œstrogènes/de la progestérone et le statut ménopausique (c.-à-d. avant ou après la ménopause). Cette revue de White et coll. (2018) comportait quelques limites, puisque les auteurs de la revue n'ont pas évalué la qualité des études et n'ont pas décrit en détail l'ajustement relatif à l'effet de confusion des principaux facteurs de risque (p. ex. âge et obésité). En outre, six des études primaires avaient une structure cas-témoins, ce qui empêche le calcul de l'incidence. Les conclusions de White et coll. (2018) tendent à démontrer un lien entre l'exposition à la PACA et l'incidence du cancer du sein; toutefois, la publication d'une RS-MA renforcerait la certitude de ce lien.

3.3.3 Résumé et conclusion

Les trois RS-MA ont montré un risque accru de cancer du poumon associé à l'exposition à la PACA (Chen et coll. 2015; Hamra et coll. 2015; Tsoi et Tse et coll. 2012). En ce qui concerne l'exposition ambiante, l'estimation des risques regroupée variait de 1,03 à 1,06 par augmentation de 10 µg/m3 du polluant de la PACA, y compris le NO2, les NOx et les PM2,5. L'exposition professionnelle à la PACA, chez les personnes occupant un emploi de conducteur professionnel, était liée à une plus grande augmentation du risque de cancer du poumon, allant de 1,14 à 1,26. Il paraît plausible que l'exposition professionnelle à la PACA comporte des risques accrus, car elle est associée à des niveaux élevés de polluants et à des durées d'exposition supérieures comparativement aux expositions non professionnelles. Parmi les RS-MA, Hamra et coll. (2015) ont également considéré qualitativement des études fondées sur diverses mesures de la circulation (p. ex. densité de la circulation) pour évaluer l'exposition à la PACA. Bien que la plupart des études primaires aient révélé un lien positif, la variabilité des mesures de la circulation a empêché la réalisation d'une synthèse quantitative. Même si la plupart des études primaires comprenaient un ajustement pour le tabagisme, l'une des principales limites de ces RS-MA évaluant le risque de cancer du poumon était la prise en compte inégale des autres facteurs de confusion, particulièrement dans les études sur l'exposition professionnelle (p. ex. l'exposition à l'amiante, le SSE et la durée d'emploi). En outre, les études sur l'exposition professionnelle ne comprenaient que des sujets masculins et ne quantifiaient pas l'exposition.

Enfin, une revue systématique a été repérée en ce qui concerne l'évaluation du lien entre l'exposition à la PACA et le risque de cancer du sein. White et coll. (2018) ont déterminé qu'un risque accru de cancer du sein avait été signalé dans une majorité des études primaires qui avaient évalué l'exposition en fonction des concentrations modélisées de polluants de la PACA, y compris le NO2, les NOx et le BaP, tandis que d'autres mesures de la circulation automobile (comme la densité de la circulation) n'indiquaient pas de lien.

Chapitre 4. Revue des données biologiques

Afin de préciser le lien relevé dans la revue globale entre l'exposition à la PACA et le cancer, nous avons examiné des revues systématiques récentes qui rendaient compte des données biologiques, ainsi que les données biologiques pertinentes qui figuraient dans les évaluations relatives aux gaz d'échappement de la circulation ou aux principaux composants de la PACA publiées par Santé Canada (2013, 2016a, 2016b, 2017), le HEI (2010), l'EPA (2016, 2019) et le CIRC (2014, 2016, 2018). Les données biologiques provenaient d'études par panel, d'études d'exposition humaine contrôlée, d'études de toxicologie animale et d'études in vitro. Même si ces types d'études comprennent des périodes d'exposition de courte durée et peuvent inclure des concentrations d'exposition plus élevées que celles qui touchent la population générale canadienne, les réactions biologiques constatées sont instructives en ce sens qu'elles fournissent un aperçu mécaniste des voies qui pourraient mener aux effets observés dans les études épidémiologiques à long terme. Les constatations de nature biologique et mécaniste qui sont résumées ci-dessous rendent compte du lien entre l'exposition à la PACA et le cancer ou la génotoxicité et peuvent servir à l'évaluation de la plausibilité biologique de ce lien.

4.1 Articles de revue systématique

La revue de la portée et la mise à jour de la recherche documentaire (décrites à la section 2.1) ont fourni trois revues systématiques au sujet des données biologiques chez les humains (p. ex. épidémiologie moléculaire). Ces publications (DeMarini 2013; Sahay et coll. 2019; Gromadzinska et Wasowicz 2019) devaient faire l'objet d'une évaluation de la qualité à l'aide de l'outil AMSTAR 2; toutefois, il a été déterminé que l'outil était inefficace pour les évaluer. Il convient de souligner que cet outil a été conçu pour évaluer les étapes prévues dans les revues systématiques concernant les interventions en soins de santé (Shea et coll. 2017) et que ces pratiques ne sont pas nécessairement mises en œuvre ou déclarées de la même façon dans d'autres domaines de recherche. L'outil AMSTAR 2 a été adapté pour l'évaluation des RS-MA et des revues systématiques d'épidémiologie environnementale incluses dans la présente évaluation (voir la description à la section 2.2), car ces articles comprenaient divers éléments de la démarche associée aux revues systématiques. Même si les revues systématiques des données biologiques ne correspondaient pas adéquatement à l'outil AMSTAR 2, leur inclusion dans l'évaluation des données biologiques a été considérée, car chacune d'elles fournissait un aperçu et une évaluation des données biologiques chez l'humain et avait intégré quelques éléments clés des revues systématiques, comme la description des recherches documentaires, la définition des critères d'inclusion et d'exclusion (chacun des trois articles) et la mise en tableaux des données provenant des études incluses (deux des articles). Au total, ces articles portaient sur 67 études primaires. Il y avait peu de chevauchement entre les articles primaires cités : seulement quatre articles figuraient dans deux revues systématiques, les autres articles se retrouvant chacun dans une seule revue systématique. Le tableau C.3 de l'annexe C illustre les chevauchements entre les articles cités. Les revues systématiques ont fait l'objet d'un examen critique, lequel devait fournir des données mécanistes et biologiques, notamment sur la génotoxicité. Ces données permettent une évaluation de la plausibilité biologique du lien entre l'exposition à la PACA et le cancer.

4.1.1 Examen des articles de revue systématique

DeMarini (2013)

DeMarini (2013) a examiné systématiquement les biomarqueurs de génotoxicité, y compris les dommages à l'ADN et les changements chromosomiques qui ont été évalués chez des sujets exposés à la PACA par rapport aux témoins. Sa recherche documentaire a permis de repérer 63 articles primaires portant sur 12 biomarqueurs et sur environ 20 professions chez des sujets de 20 pays, quoique certaines études primaires tenaient compte des expositions non professionnelles. La période de recherche documentaire n'a pas été précisée dans l'article. Les principaux biomarqueurs évalués dans les études primaires ont été classés comme dommages à l'ADN ou comme critères d'effet cytogénétiques. Les critères d'évaluation des dommages à l'ADN comprenaient la mesure des adduits à l'ADN, le test des comètes et la 8-hydroxydéoxyguanosine (8-OHdG). Les critères d'effet cytogénétiques comprenaient les aberrations chromosomiques, les micronoyaux (MN) et l'échange de chromatides sœurs (ECS).

Au total, 19 études primaires ont évalué les adduits à l'ADN dans les lymphocytes circulants en lien avec la circulation automobile ou l'exposition à la PACA, et toutes les études sauf deux ont signalé une hausse significative. Les groupes de comparaison, dans les études primaires, étaient principalement composés de policiers de la circulation par rapport aux travailleurs à l'intérieur; de policiers travaillant à l'extérieur par rapport aux travailleurs de bureau; de conducteurs professionnels par rapport aux autres groupes de professionnels; de travailleurs routiers par rapport aux résidents généraux; d'écoliers urbains par rapport aux écoliers ruraux; et de travailleurs urbains par rapport aux travailleurs en banlieue. En outre, un lien entre le niveau d'exposition et la quantité d'adduits à l'ADN a été signalé dans sept des études. L'auteur de la revue a fait remarquer que les autres études n'évaluaient pas le lien exposition-réponse.

Le test des comètes permet de détecter divers dommages à l'ADN, y compris les cassures de brins, les sites apuriniques ou apyrimidiniques et les bases oxydées ou fragmentées. Chacune des sept études primaires recensées dans la recherche documentaire a fait état d'une augmentation significative des dommages causés à l'ADN en lien avec la circulation automobile ou la PACA à l'aide du test des comètes, et trois des études primaires indiquaient une relation exposition-réponse. Dans ces études primaires, le test des comètes a été réalisé sur des cellules sanguines, des cellules buccales ou des cellules épithéliales nasales. Pour cet ensemble d'études, les groupes de comparaison étaient les suivants : policiers de la circulation par rapport aux employés de bureau; policiers de la circulation par rapport aux résidents généraux; écoliers urbains par rapport aux écoliers ruraux; cyclistes extérieurs par rapport aux cyclistes intérieurs.

La 8-OHdG est mesurée pour évaluer les dommages oxydatifs à l'ADN et reflète une lésion potentiellement prémutagène. Chacune des six études primaires mesurant la 8-OHdG dans les groupes exposés à la circulation a signalé une hausse significative de ce biomarqueur, deux des études indiquant une relation exposition-réponse. Dans ces études, la 8-OHdG a été mesurée dans l'urine ou dans les cellules épithéliales nasales. Les comparaisons prises en considération dans ces études comprennent les policiers de la circulation par rapport aux employés de bureau; les écoliers urbains par rapport aux écoliers ruraux; les chauffeurs d'autobus urbains par rapport aux chauffeurs d'autobus ruraux et de banlieue; les chauffeurs de taxi par rapport aux résidents non urbains; et les gardiens de postes d'entrée après leur quart de travail par rapport aux gardiens de postes d'entrée avant leur quart de travail.

Les aberrations chromosomiques et les MN sont considérés comme des indicateurs d'un risque accru de cancer. Les aberrations chromosomiques étaient plus souvent évaluées avant l'an 2000 et, au fil du temps, elles ont été largement remplacées par la mesure des MN en raison de la facilité relative de réalisation et d'évaluation du test des MN. Les deux techniques sont réalisées sur des lymphocytes circulants. L'auteur de la revue a noté une augmentation significative des aberrations chromosomiques dans chacune des cinq études recensées, mais aucune n'a observé une relation exposition-réponse avec la circulation automobile. Dans le cas des MN, six des sept études identifiées ont fait état d'une hausse marquée des MN associée à l'exposition à la circulation, et une étude faisait état d'une relation exposition-réponse. Dans ces ensembles d'études primaires, les groupes de comparaison comprenaient les policiers de la circulation par rapport aux employés de bureau; les policiers de la circulation par rapport aux autres policiers; les policiers de la circulation par rapport aux policiers non affectés à la circulation; les chauffeurs d'autobus urbains par rapport aux chauffeurs d'autobus ruraux et de banlieue; et les facteurs par rapport aux employés de bureau.

L'ECS est un biomarqueur sensible de l'exposition aux agents génotoxiques, mais il ne permet pas à lui seul de prédire un risque de cancer. L'auteur de la revue a cerné huit études, chacune prenant les policiers de la circulation comme groupe d'exposition par rapport aux employés de bureau, aux étudiants universitaires ou aux employés travaillant en plein air loin de la circulation. Sept études font état d'une augmentation significative de l'ECS dans les lymphocytes recueillis chez les policiers de la circulation par rapport au groupe témoin. Aucune relation exposition-réponse n'a été signalée.

DiMarini (2013) a également recensé 12 autres études qui évaluaient d'autres biomarqueurs associés à la génotoxicité, y compris la longueur des télomères, l'expression des gènes de réponse au stress oxydatif ou la réparation et la méthylation de l'ADN. Des études primaires menées aux États-Unis, en Chine et en Italie ont signalé une diminution de la longueur des télomères chez les personnes vivant près des sources de circulation ou travaillant dans des groupes professionnels liés à la circulation routière, ce qui implique un risque accru de maladie chronique. L'expression accrue des gènes de réponse au stress oxydatif a été notée dans trois études sur l'exposition humaine contrôlée évaluant les gaz d'échappement des moteurs diesel ou les particules ultrafines (PUF). De plus, une étude faisait état de modifications touchant la réparation de l'ADN et une autre, de modifications touchant la méthylation de l'ADN, en lien avec l'exposition à la circulation ou à la PACA. L'auteur de la revue a noté que certaines des études incluses dans la revue évaluaient les polymorphismes génétiques dans les groupes d'étude, mais qu'à l'époque, les données étaient limitées et incohérentes.

Dans l'ensemble, les résultats des études primaires indiquent une augmentation constante des effets génotoxiques chez les personnes ou les groupes exposés à une circulation dense. En outre, DeMarini (2013) a noté que ces biomarqueurs de dommages à l'ADN et d'effets cytogénétiques fournissent une base mécaniste aux études épidémiologiques qui montrent un risque accru de cancer chez les populations travaillant ou vivant près de lieux où la circulation automobile est dense. Toutefois, l'article de DeMarini (2013) ne contenait aucune discussion ou précision sur les ajustements relatifs aux facteurs de confusion (p. ex. tabagisme, régime alimentaire, etc.) ou sur d'éventuels biais dans les études primaires.

Gromadzinska et Wasowicz (2019)

Gromadzinska et Wasowicz (2019) ont procédé à une revue systématique de l'exposition aux polluants et des biomarqueurs chez les conducteurs professionnels afin d'évaluer les dangers associés à l'exposition professionnelle à la circulation automobile et aux gaz d'échappement des véhicules. La recherche documentaire a porté sur la période de janvier 2000 à septembre 2018, et 62 articles ont été inclus dans la revue; toutefois, seulement 20 de ces articles évaluent l'exposition professionnelle à la circulation et aux gaz d'échappement des véhicules. Les autres articles inclus par les auteurs de la revue fournissent des renseignements pertinents, comme un lien mécaniste entre un type donné de biomarqueur et son effet, mais ils n'évaluent pas directement l'exposition professionnelle à la circulation et aux gaz d'échappement des véhicules. De plus, les auteurs de la revue n'ont inclus que des études primaires qui faisaient état d'une différence significative des biomarqueurs entre les groupes d'exposition et les groupes témoins; le nombre d'études exclues en fonction de ce critère n'a pas été indiqué. La majorité des études ont été menées en Europe, en Asie et en Amérique du Nord, et un petit nombre provenaient de l'Amérique du Sud et de l'Australie. Les études primaires ont évalué les différences relatives à divers biomarqueurs entre un groupe exposé à la PACA et un groupe de référence, ou dans le même groupe avant et après un quart de travail, dans un milieu influencé par la PACA.

Les auteurs de la revue ont recensé 13 études qui avaient quantifié l'exposition aux polluants de la PACA en milieu professionnel, comme chez les chauffeurs de taxi et les chauffeurs d'autobus. Des expositions élevées ont été signalées pour les composés organiques volatils (COV), y compris le benzène, les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) et les métaux lourds. Bien que la revue n'ait pas permis de déterminer si ces études primaires avaient évalué directement les répercussions sur la santé, les études fournissent des preuves empiriques de l'exposition élevée aux polluants de la PACA en milieu de travail chez les conducteurs professionnels comparativement à l'exposition des groupes de référence.

Pour les biomarqueurs associés à des dommages à l'ADN, un nombre limité d'études étaient incluses. L'augmentation des dommages à l'ADN, mesurée au moyen du test des comètes, a été signalée dans deux études; l'augmentation des concentrations de 8-oxo-2′-déoxyguanosine dans l'urine, un marqueur de dommages oxydatifs à l'ADN, a été signalée dans trois études; et le raccourcissement des télomères, un marqueur du stress oxydatif et du vieillissement cellulaire, a été signalé dans deux études.

Dans l'ensemble, cette revue a permis de constater que les conducteurs professionnels sont exposés à des niveaux plus élevés de polluants de la PACA pendant les activités professionnelles et que les biomarqueurs associés aux dommages causés à l'ADN affichent des valeurs élevées dans ces groupes professionnels, d'après un nombre limité d'études démontrant un effet biologique. Toutefois, il manquait dans cette revue une synthèse et une interprétation générale de la littérature primaire, et Gromadzinska et Wasowicz (2019) n'ont pas abordé les facteurs de confusion ou les biais possibles. Plus précisément, les auteurs de la revue n'ont pas évalué les relations exposition-réponse et n'ont pas identifié les agents responsables des réponses biologiques observées.

Sahay et coll. (2019)

Sahay et coll. (2019) ont mené une revue systématique pour évaluer le lien entre l'exposition à la PACA et le cancer du sein, en mettant l'accent sur les données susceptibles d'étayer un mécanisme épigénétique de tumorigenèse. La revue des données épidémiologiques de cette publication n'a pas été jugée suffisamment fiable pour qu'elle soit incluse dans la revue globale (section 3.1). Toutefois, il paraissait approprié d'inclure la revue systématique des données biologiques dans la présente évaluation. La recherche documentaire portait sur des études primaires publiées après l'an 2000, et les auteurs ont relevé trois études qui évaluaient l'épidémiologie moléculaire à l'intersection de l'exposition à la PACA, du développement du cancer du sein et des changements épigénétiques. Des modifications de la méthylation de l'ADN (c.-à-d. des changements épigénétiques) ont été évaluées dans des échantillons de tissus mammaires cancéreux ou dans les cellules sanguines périphériques de femmes atteintes d'un cancer du sein. Les études primaires, composées d'une étude de cohorte et de deux études cas-témoins, ont porté sur un large éventail d'expositions, y compris la modélisation de la RUT pour les PM2,5 et le NO2, les modèles géospatiaux pour la circulation automobile et la modélisation de la dispersion pour les HAP. Il n'y avait pas de lien cohérent entre les niveaux de méthylation de l'ADN et les différentes mesures de la PACA d'une étude à l'autre. Des changements importants de la méthylation de l'ADN ont été signalés dans les tissus mammaires cancéreux pour l'exposition à la circulation et aux HAP, tandis qu'aucun lien n'a été signalé dans une étude utilisant un modèle géographique pour mesurer la circulation. Parmi les études utilisant des cellules sanguines périphériques, une étude a signalé des réductions significatives de la méthylation de l'ADN pour les PM2,5 et le NO2 chez les participantes italiennes, tandis que l'évaluation des participantes néerlandaises n'a révélé aucun changement dans la méthylation de l'ADN. Dans une autre étude, l'exposition aux HAP n'était pas liée à des changements de la méthylation de l'ADN. Dans l'ensemble, la documentation disponible sur les changements épigénétiques liés à l'exposition à la PACA et au cancer du sein est limitée et manque de cohérence.

4.1.2 Résumé des articles de revue systématique

Parmi les trois revues systématiques considérées, DeMarini (2013) fournissait l'examen le plus complet et le plus éclairant de la documentation biologique en ce qui a trait aux fondements mécanistes d'un lien entre l'exposition à la PACA et le cancer. Cette revue systématique a démontré une augmentation constante des effets génotoxiques, y compris les dommages à l'ADN et les effets cytogénétiques chez les humains, liés à l'exposition à des niveaux élevés de circulation ou de PACA. Certaines études ont révélé une relation exposition-réponse, mais les études primaires n'ont pas évalué cette relation de façon uniforme. La revue systématique réalisée par Gromadzinska et Wasowicz (2019) a révélé que les conducteurs professionnels sont exposés à des niveaux élevés de PACA pendant leurs activités professionnelles et que les biomarqueurs de dommages à l'ADN sont élevés dans ce groupe professionnel; toutefois, cette revue a évalué un nombre limité d'études et n'a tenu compte que de celles qui démontraient un effet biologique. Sahay et coll. (2019) ont effectué une revue systématique ciblée, limitée au lien entre l'exposition à la PACA et les changements épigénétiques associés au cancer du sein. Par conséquent, seul un petit nombre d'études primaires ont été examinées, et les résultats étaient incohérents.

4.2 Autres évaluations

4.2.1 HEI

Dans le cadre de son évaluation de la PACA (2010), le HEI a examiné les données biologiques disponibles relativement aux cancers et à la mutagénicité. Son évaluation incluait des études de mutagénicité in vitro sur l'exposition à la circulation automobile, aux GED et aux composés organiques de la PACA, ainsi que des études sur la tumorigénicité des GED et des GEE chez l'animal. Les études in vitro ont démontré la mutagénicité des échantillons de PM recueillis dans les zones à fort achalandage, malgré l'absence de corrélation claire entre l'intensité de la circulation et le degré de mutagénicité. Dans le cas des GED, les particules présentes dans les GED (PGED) et les extraits organiques des PGED ont été liés à des dommages à l'ADN et à la mutagénicité dans certaines études in vitro. L'évaluation a également révélé que la PACA contient plusieurs composés organiques, dont le benzène, le formaldéhyde, l'acétaldéhyde et les HAP, qui sont considérés comme cancérigènes chez certains animaux et qui sont classés comme cancérigènes par le CIRC avec divers niveaux de certitude (c.-à-d. cancérigènes, probablement cancérigènes ou possiblement cancérigènes pour les humains). Toutefois, les niveaux d'exposition associés à la cancérogénicité de ces composés sont plus élevés que ceux liés à l'exposition ambiante à la PACA. Dans le cas de la tumorigénicité chez l'animal, des études d'inhalation de GED chez des rats ont révélé l'apparition de tumeurs pulmonaires à des concentrations élevées. Ces tumeurs étaient liées à une surcharge de particules dans les poumons, un phénomène qui n'était pas jugé applicable aux concentrations auxquelles les humains sont généralement exposés. De plus, le retrait des particules a éliminé l'effet cancérigène des GED. Dans les études sur les souris, l'application cutanée d'extraits de GED et de GEE a induit l'apparition de tumeurs; toutefois, la pertinence de ces scénarios d'exposition pour les humains était limitée. Dans l'ensemble, le HEI a suggéré que le stress oxydatif et les dommages à l'ADN provoqués par la PACA pourraient entraîner la mutagenèse et le cancer.

4.2.2 Santé Canada

L'évaluation des GED par Santé Canada (2016a) a révélé qu'il y avait de nombreuses indications de la génotoxicité et de la mutagénicité des GED et des PGED chez les animaux expérimentaux et dans les cultures cellulaires, de sorte qu'il semble biologiquement plausible que les GED soient cancérigènes chez les humains. Chez les animaux expérimentaux, il a été démontré que les GED et les PGED induisaient des dommages oxydatifs à l'ADN, des cassures de brins et la formation d'adduits. Des études in vitro ont indiqué que la composante organique des PGED peut générer des dérivés réactifs de l'oxygène (DRO). Ce mécanisme pourrait être à l'origine des effets génotoxiques observés. Les GED et les PGED contiennent également des composés réputés cancérigènes ou probablement cancérigènes, en particulier les HAP qui sont liés à la composante des particules. Cette évaluation des risques a également montré que la formation de tumeurs pulmonaires chez les rats n'était observée qu'à des niveaux d'exposition élevés et était liée à une surcharge de particules menant à une inflammation chronique. Par conséquent, cet effet n'a pas été jugé pertinent pour les expositions de la population générale aux GED. De plus, l'évaluation des risques citait trois études d'épidémiologie moléculaire sur l'exposition professionnelle aux GED provenant d'autres sources que la circulation (c.-à-d. travaux de construction, exploitation minière et inspection des moteurs). Bien que ces études aient fait état d'effets génotoxiques (p. ex., cassures de brins d'ADN, oxydation de l'ADN et formation de MN), les données probantes ont été jugées limitées en raison de la possibilité d'une confusion liée aux diverses expositions et de problèmes méthodologiques.

L'évaluation des GEE par Santé Canada (2017) a révélé que la majorité des données probantes sur la génotoxicité et la mutagénicité des GEE proviennent d'études in vitro menées à l'aide d'extraits organiques de particules de GEE (PGEE), qui contiennent de nombreux HAP. Des études sur des cultures cellulaires ont révélé des cassures de brins d'ADN, des dommages oxydatifs à l'ADN, la formation de MN, des ECS et des aberrations chromosomiques. Un plus petit nombre d'études ont également fait état d'effets génotoxiques et mutagènes associés à l'utilisation de condensats de la phase gazeuse des GEE. Chez les animaux expérimentaux, des effets génotoxiques (formation de MN et cassures de brins d'ADN) ont été signalés à la suite de l'inhalation de GEE ainsi que de l'instillation intratrachéale (IT) de PGEE ou d'extraits organiques de GEE. Les effets génotoxiques et mutagènes observés in vitro et in vivo ont été attribués, du moins en partie, à des dommages oxydatifs. La cancérogénicité du condensat de GEE et des extraits organiques de PGEE a été signalée dans quelques études réalisées chez l'animal avec des voies d'exposition autre que l'inhalation (p. ex. implantation pulmonaire, application cutanée, instillation IT); toutefois, il n'a pas été démontré que l'inhalation chronique de GEE induisait la formation de tumeurs dans plusieurs modèles animaux.

L'évaluation du NO2 par Santé Canada (2016b) a révélé un nombre limité d'études biologiques sur la génotoxicité et la mutagénicité du NO2. Un petit nombre d'études ont démontré certains effets génotoxiques et mutagènes in vitro, tandis que les études in vivo étaient mitigées et souvent associées à des concentrations d'exposition plus élevées que celles présentes dans l'air ambiant. Dans les tests de cancérogénicité chez les animaux, le NO2 a été identifié comme un promoteur possible de tumeurs plutôt qu'un cancérigène complet dans les études de co-exposition avec d'autres oxydants inhalés. De plus, on soupçonne que l'exposition au NO2 augmente la prolifération des métastases, possiblement en raison d'interactions avec les cellules endothéliales ou d'un affaiblissement immunitaire. Dans l'ensemble, l'évaluation a révélé que le NO2 pouvait entraîner des effets liés au cancer dans les études biologiques, mais que le mécanisme n'était pas clair.

Dans son évaluation des PM2,5 (2013), Santé Canada a constaté que les PM2,5 provenant de diverses sources, dont la circulation et les émissions des véhicules, peuvent provoquer des mutations et des dommages à l'ADN in vitro. D'autres études ont attribué ces effets à la teneur en HAP des échantillons de PM2,5 ainsi qu'à la production de DRO et au stress oxydatif associé aux métaux dans les échantillons de PM2,5. De plus, le pouvoir génotoxique et mutagène relatif des échantillons ambiants de PM2,5 a été influencé par la source (p. ex. circulation, chauffage industriel et chauffage domestique) et la taille des particules. Bien que le nombre d'études sur des modèles animaux ait été limité, l'inhalation de PM2,5 a provoqué des cassures de brins d'ADN, la formation d'adduits, la formation de MN et une augmentation des mutations héréditaires. Dans une série d'études sur des rats, des tumeurs pulmonaires ont été signalées après une exposition à des niveaux élevés de PM2,5 par inhalation ou instillation IT. L'évaluation signalait que bon nombre de ces études utilisaient divers échantillons de poussière granulaire ou composés chimiques dont la pertinence environnementale était limitée et qui pourraient ne pas s'appliquer aux sources ambiantes de PM2,5. De plus, les niveaux élevés d'exposition à la poussière granulaire utilisés dans ces études en ont limité la pertinence.

4.2.3 EPA des É.-U.

Selon l'évaluation scientifique intégrée (ISA) de l'EPA sur le NO2 (2016), les études toxicologiques n'indiquaient pas clairement que l'exposition au NO2 induisait des mutations ou des effets génotoxiques. En outre, un nombre limité de ces études portaient sur des concentrations correspondant à celles de l'environnement. Même à des concentrations élevées, les résultats ont été mitigés, certaines études faisant état d'aberrations chromosomiques, de la formation de MN ou de dommages à l'ADN dans différents modèles expérimentaux, tandis que d'autres ne signalaient aucun effet. Plus précisément, dans le cas du cancer du poumon, les études expérimentales chez les animaux n'ont pas démontré que le NO2 peut, isolément, provoquer des tumeurs pulmonaires. De plus, les données n'indiquaient pas uniformément que des expositions pertinentes au NO2 contribuent à la formation de tumeurs pulmonaires en cas de co-exposition à un agent cancérigène connu. Toutefois, les données portent à croire que le NO2 peut faciliter la formation de métastases et provoquer des effets génotoxiques (cassures de brins d'ADN et formation de MN) dans les cultures de cellules des voies respiratoires.

L'évaluation scientifique intégrée de l'EPA sur les PM (2019) signalait qu'un vaste ensemble de données probantes montre que les PM ambiantes et les PM provenant de sources de combustion sont mutagènes et génotoxiques in vitro. Les critères d'effet mesurés dans les études examinées comprenaient la mutagenèse, les cassures de brins d'ADN, la formation de MN, les dommages oxydatifs et la modification de la méthylation de l'ADN. De plus, des études d'inhalation sur des rongeurs ont indiqué que les PM2,5 peuvent provoquer des dommages oxydatifs à l'ADN, modifier la méthylation d'un gène suppresseur de tumeur dans le poumon, réguler à la hausse l'expression des gènes associés à la biotransformation et accroître la promotion des tumeurs. Des études d'épidémiologie moléculaire ont également révélé un certain degré d'association entre l'exposition aux PM2,5 et la formation d'adduits à l'ADN, des dommages à l'ADN, la modification de l'expression génétique et des changements dans la méthylation de l'ADN. Les mécanismes d'action suggérés par lesquels les PM2,5 mènent au développement du cancer comprenaient : (i) la génotoxicité, y compris les dommages à l'ADN entraînant des mutations et un effet cytogénétique, et (ii) les effets épigénétiques, modifiant la méthylation de l'ADN d'un gène suppresseur de tumeur. L'évaluation a également permis de constater que l'ensemble de données probants était beaucoup plus vaste pour les PM2,5 que pour les autres tailles de PM, y compris les PM10-2,5 et les PUF. Malgré le nombre limité d'études, il a été démontré que les PM10-2,5 et les PUF causent des effets génotoxiques et un stress oxydatif dans les études expérimentales.

4.2.4 CIRC

Les monographies du CIRC examinent de façon critique les données disponibles, y compris les études épidémiologiques, les études chez l'animal et les données mécanistes, afin d'évaluer les risques de cancer et de déterminer si un agent est capable de causer le cancer. L'agent est alors classé selon le niveau de preuve. Le CIRC a évalué plusieurs mélanges ou composés (c.-à-d. des agents) qui revêtent un intérêt pour la présente évaluation, y compris les gaz d'échappement des moteurs diesel et à essence (2014), la pollution de l'air extérieur et les PM dans la pollution de l'air extérieur (2016), ainsi que le benzène (2018). Les classifications de ces agents selon le CIRC sont résumées au tableau 4.1. Parmi les divers agents inclus ici, tous ont été classés comme cancérigènes pour l'être humain (groupe 1), sauf les GEE, qui ont été classés comme possiblement cancérigènes pour l'être humain (groupe 2B). Cette décision découle de différences dans les niveaux de preuve et la force des données examinées par le CIRC. Aux fins de la présente évaluation de la PACA et des risques de cancer, le contenu des monographies du CIRC a été examiné. Les données biologiques et mécanistes tirées des monographies ont servi à évaluer la plausibilité biologique selon l'approche du poids de la preuve.

Tableau 4.1. Classifications du CIRC pour certains agents
Agent Classification du CIRC Évaluation du CIRC
GED Groupe 1 – cancérigène pour l'être humain
  • Indications suffisantes chez les humains
  • Indications suffisantes chez les animaux expérimentaux pour les GED entiers et les PGED
  • Indications inadéquates chez les animaux expérimentaux pour la phase gazeuse des GED
  • Indications solides reposant sur les données mécanistes pour les GED et certaines de leurs composantes
GEE Groupe 2B – possiblement cancérigène pour l'être humain
  • Indications inadéquates chez les humains
  • Indications inadéquates chez les animaux expérimentaux pour les GEE entiers
  • Indications suffisantes chez les animaux expérimentaux pour les condensats de GEE
  • Données mécanistes insuffisantes pour les GEE entiers
  • Indications solides reposant sur les données mécanistes pour les extraits organiques de PGEE
Pollution de l'air extérieur Groupe 1 – cancérigène pour l'être humain
  • Indications suffisantes chez les humains
  • Indications suffisantes chez les animaux expérimentaux
  • Indications solides reposant sur les données mécanistes
PM dans la pollution de l'air extérieur Groupe 1 – cancérigène pour l'être humain
  • Indications suffisantes chez les humains
  • Indications suffisantes chez les animaux expérimentaux
  • Indications solides reposant sur les données mécanistes
Benzène Groupe 1 – cancérigène pour l'être humain
  • Indications suffisantes chez les humains
  • Indications suffisantes chez les animaux expérimentaux
  • Indications solides reposant sur les données mécanistes

Dans son évaluation des GED et des GEE (2014), le CIRC a déterminé qu'il s'agit des principales émissions produites par les véhicules automobiles, tout en soulignant qu'il existe de nombreuses différences entre le carburant diesel et l'essence et les moteurs fonctionnant à ces carburants. De plus, la composition des gaz d'échappement varie en fonction de nombreux facteurs, notamment le carburant, le type de moteur, les conditions de fonctionnement et la présence de systèmes antipollution. Dans le cas des GED, le CIRC (2014) a conclu qu'il y avait des indications suffisantes de la cancérogénicité des GED entiers, des PGED et des extraits de PGED chez les animaux expérimentaux, et des indications inadéquates de la cancérogénicité de la phase gazeuse des GED (c.-à-d. sans les particules). Plusieurs études sur l'inhalation de GED entiers menées sur des rats ont signalé une augmentation de l'incidence des tumeurs pulmonaires; toutefois, aucune augmentation n'a été observée dans les études portant sur des souris, des hamsters ou des singes. Aucune augmentation des tumeurs n'a été observée chez les animaux exposés à la phase gazeuse des GED (c.-à-d. sans les particules). Des études utilisant l'instillation IT des PGED ont signalé une augmentation des tumeurs pulmonaires chez les rats, mais pas chez les souris ou les hamsters. L'application cutanée et l'injection sous-cutanée d'extraits organiques de PGED ont été liées à une incidence accrue de tumeurs dans certaines études portant sur des souris et des rats. L'implantation intrapulmonaire d'extraits de PGED a été liée à une augmentation des tumeurs pulmonaires chez les rats. En ce qui concerne les données mécanistes, les études menées chez les humains exposés aux GED ont révélé une augmentation de l'expression des gènes associés au stress oxydatif et à l'inflammation. De plus, l'exposition humaine aux GED a induit la formation d'adduits à l'ADN, la formation de MN et des biomarqueurs de dommages à l'ADN. Des études in vivo et in vitro menées sur une vaste gamme d'animaux et de lignées cellulaires ont démontré que les GED, les PGED et les extraits de PGED provoquent des dommages à l'ADN, des mutations, des cassures de brins d'ADN, des modifications chromosomiques et une transformation morphologique des cellules. Des études menées sur les animaux ont également révélé une régulation à la hausse de l'expression des gènes associés à de nombreuses voies, y compris le stress oxydatif, l'inflammation, les dommages à l'ADN, les réactions antioxydantes, le cycle cellulaire, la transformation cellulaire et l'apoptose. Le CIRC (2014) a déterminé qu'il existait de solides indications mécanistes selon lesquelles les GED et bon nombre de leurs composantes peuvent provoquer le cancer du poumon chez les humains par l'entremise de mécanismes génotoxiques, y compris des dommages à l'ADN, des mutations génétiques, des changements dans l'expression génétique, la production de DRO et la réponse inflammatoire. De plus, la présence de cancérigènes avérés, de co-cancérigènes et de promoteurs tumoraux dans les GED contribue probablement à la cancérogénicité. Dans l'ensemble, le CIRC (2014) a conclu que les GED sont cancérigènes pour les humains (groupe 1).

En ce qui concerne les GEE, le CIRC (2014) a conclu que les indications étaient inadéquates pour établir la cancérogénicité des GEE entiers chez les animaux expérimentaux. En revanche, des indications suffisantes établissaient la cancérogénicité des condensats de GEE chez les animaux expérimentaux. Aucune des études menées chez des souris, des rats, des hamsters ou des chiens n'a signalé une augmentation des tumeurs des voies respiratoires après l'inhalation de GEE entiers. Pour ce qui est des condensats de GEE, une augmentation des tumeurs a été signalée chez les animaux expérimentaux après l'application topique, l'implantation intrapulmonaire et l'instillation IT. Chez les animaux expérimentaux, l'exposition aux GEE a entraîné des effets génotoxiques, y compris des dommages chromosomiques, ainsi qu'une modification de l'expression des gènes associés au métabolisme des xénobiotiques et aux réactions inflammatoires. Les condensats de GEE et les extraits organiques des condensats ont causé des dommages à l'ADN (p. ex., cassure de brins d'ADN, lésions oxydatives et adduits à l'ADN), des modifications chromosomiques et une transformation morphologique des cellules dans les lignées cellulaires animales et humaines, ainsi que des mutations génétiques chez les bactéries. Des études portant sur des lignées cellulaires humaines exposées à des extraits organiques de condensats de GEE ont également révélé une régulation à la hausse de voies génétiques, y compris l'inflammation, le métabolisme des xénobiotiques, la progression des tumeurs, la métastase et le cycle cellulaire. Le CIRC (2014) a conclu qu'il existait des indications solides de l'existence d'un mécanisme génotoxique pour la cancérogénicité des extraits organiques de condensats de GEE, tandis que les données disponibles provenant d'études humaines et expérimentales sur l'exposition aux GEE entiers étaient insuffisantes pour la proposition d'un mécanisme. Dans l'ensemble, le CIRC (2014) a conclu que les GEE sont possiblement cancérigènes pour l'être humain (groupe 2B).

Dans son évaluation de la pollution de l'air extérieur (2016), le CIRC a noté que la pollution de l'air est un mélange composé de divers mélanges, et que la composition et la teneur des substances présentes varient d'un endroit à l'autre. L'évaluation a également révélé que la pollution de l'air extérieur peut être décrite en fonction de composants (p. ex. PM) ou de sources (p. ex. circulation). De plus, le groupe de travail du CIRC a évalué les PM dans la pollution de l'air extérieur comme un indicateur du mélange de pollution de l'air et un agent responsable, car une grande partie des données probantes sur le lien entre la pollution de l'air extérieur et le cancer provenaient d'études sur les PM. Le CIRC (2016) a conclu qu'il y avait des indications suffisantes de la cancérogénicité des agents suivants chez les animaux expérimentaux : matières extraites par solvant organique des particules prélevées dans l'air extérieur; matières particulaires dans la pollution de l'air extérieur; et pollution de l'air extérieur elle-même. Ces conclusions sont fondées sur les études de l'incidence accrue des tumeurs pulmonaires chez les animaux après l'exposition par inhalation aux émissions provenant de la combustion du charbon et du bois, aux GED et à la PACA. La phase gazeuse des GED (c.-à-d. sans les PGED) n'a pas augmenté les tumeurs pulmonaires dans les modèles animaux. D'autres voies d'exposition, y compris l'application cutanée ou l'injection sous-cutanée d'extraits dans un solvant organique de suie de charbon, de PGED et de PM provenant de l'air extérieur, ainsi que de condensats de GEE, ont entraîné une augmentation des tumeurs dans les modèles animaux. Le CIRC (2016) a également déterminé qu'il existait de solides indications mécanistes à l'appui de la cancérogénicité de la pollution de l'air extérieur et des PM. Cette conclusion est fondée sur des études démontrant une augmentation des dommages génétiques en présence d'une exposition humaine élevée à la pollution atmosphérique ou aux PM. Des études portant sur des personnes exerçant des professions davantage exposées à la pollution atmosphérique (p. ex., policiers de la circulation, facteurs) ou vivant dans des régions où la pollution atmosphérique extérieure est élevée ont révélé une fréquence accrue d'aberrations chromosomiques et de formation de MN dans les lymphocytes. Ces études ont été menées dans plusieurs pays et, prises ensemble, elles indiquent une augmentation des paramètres biologiques liés à un risque accru de cancer. D'autres études épidémiologiques moléculaires ont révélé une augmentation des adduits à l'ADN, des changements épigénétiques et un raccourcissement des télomères chez les humains exposés à des niveaux élevés de pollution atmosphérique. Des études sur des animaux ont également indiqué que la pollution atmosphérique, en particulier la composante des PM, induit des mutations, des dommages cytogénétiques, des adduits à l'ADN, des cassures de brins d'ADN et des lésions oxydatives de l'ADN. Des études in vitro menées sur des cellules humaines et animales ont révélé de solides indications des effets mutagènes et cytogénétiques attribuables aux extraits organiques, aux extraits aqueux ou aux suspensions d'échantillons de PM prélevés à l'extérieur, avec des effets significatifs associés aux émissions du chauffage résidentiel et de sources mobiles. Des études menées sur des cellules bactériennes ont fourni des indications solides de l'induction de mutations par les extraits organiques de PM de l'air extérieur, une plus grande activité mutagène étant associée aux sources urbaines, mobiles et industrielles. L'activité mutagène a également été liée à des niveaux élevés de NOx, de HAP, de HAP nitrés, de plomb et de SO2. Des études mécanistes ont révélé que l'exposition aux PM ou à des extraits organiques de PM entraînait des changements touchant l'expression des gènes en lien avec le métabolisme et la bioactivation des agents cancérigènes mutagènes, les réponses aux dommages à l'ADN et au stress oxydatif, la modification du contrôle du cycle cellulaire et l'inflammation. En se fondant sur les effets biologiques, le CIRC a suggéré que la pollution de l'air extérieur et bon nombre de ses composants, y compris les PM, peuvent amorcer le développement du cancer par un mécanisme génotoxique et favoriser la progression du cancer par le stress oxydatif, les réponses biochimiques au stress oxydatif et l'inflammation soutenue. Dans l'ensemble, le CIRC (2016) a conclu que la pollution de l'air extérieur est cancérigène pour l'être humain (groupe 1) et que les PM présentes dans la pollution de l'air extérieur sont cancérigènes pour l'être humain (groupe 1).

Le benzène a été utilisé comme mesure de l'exposition dans certaines des RS-MA évaluées relativement à la leucémie infantile (section 3.2.1). Le CIRC (2018) a déterminé qu'il y avait des indications suffisantes de la cancérogénicité du benzène chez les animaux expérimentaux, compte tenu de l'incidence accrue des tumeurs après l'exposition par inhalation, gavage, injection intrapéritonéale et application cutanée. Des études menées chez des souris et des rats exposés au benzène par inhalation ont révélé une augmentation des tumeurs des tissus hématopoïétiques et lymphoïdes ainsi que des tumeurs pulmonaires et gastriques. Le CIRC (2018) a également déterminé que les données mécanistes fournissaient des indications solides du fait que le benzène présente les caractéristiques des agents cancérigènes. Plus précisément, le rapport a révélé que le benzène : est métabolisé en espèces électrophiles actives, ce qui peut engendrer des adduits à l'ADN dans la moelle osseuse et les cellules hématopoïétiques; induit un stress oxydatif et des dommages oxydatifs à l'ADN; est génotoxique et modifie la réparation de l'ADN; a des effets immunosuppresseurs et hématotoxiques, lesquels sont associés au risque de développer une tumeur maligne hématologique. Les indications mécanistes ont été recueillies chez des personnes exposées au travail, des animaux expérimentaux ou des systèmes cellulaires humains. Des gradients exposition-réponse ont également été observés dans les études sur l'exposition humaine pour plusieurs critères d'effet : formation de MN, aberrations chromosomiques et numération leucocytaire. Dans l'ensemble, le CIRC (2018) a conclu que le benzène est cancérigène pour l'être humain (groupe 1) en se fondant sur l'ensemble des données probantes issues des études sur le cancer chez les humains et chez les animaux expérimentaux, avec l'appui des données mécanistes.

4.2.5 Résumé des autres évaluations

Les données biologiques et mécanistes examinées dans les autres évaluations exhaustives ont révélé que la PACA contient des mélanges et des composés chimiques dont on a établi les effets génotoxiques (p. ex. adduits à l'ADN, cassures de brins d'ADN, dommages oxydatifs à l'ADN) ou les effets mutagènes dans plusieurs modèles animaux et systèmes de tests cellulaires. En outre, il a été démontré que certains composants de la PACA sont cancérigènes dans les modèles animaux; la quantité et la force des données probantes varient selon les composants de la PACA. Plus précisément, il existe un vaste ensemble de données probantes pour les GED, les PM et le benzène; en comparaison, les données biologiques sont limitées pour les GEE et le NO2.

Les mécanismes d'action possibles comprennent un mécanisme génotoxique qui engendre soit des dommages directs à l'ADN, soit la production de DRO et/ou l'induction de réponses inflammatoires qui causent des dommages à l'ADN indirectement, sous l'effet du stress oxydatif résultant. De tels dommages à l'ADN, notamment les mutations et les effets cytogénétiques, peuvent mener à l'apparition de cancers. En outre, les modifications épigénétiques et les changements d'expression génétique peuvent mener à la promotion de tumeurs ou à une réduction de la suppression des tumeurs. Enfin, l'exposition au benzène est spécifiquement liée au développement de cancers hématologiques, sous l'effet possible de dommages à l'ADN dans la moelle osseuse et les cellules hématopoïétiques et d'une immunosuppression. Les dommages à l'ADN et l'immunosuppression peuvent causer une hématotoxicité, augmentant ainsi le risque de cancer.

Chapitre 5. Caractérisation des risques et évaluation de la causalité

5.1 Données probantes tirées de la revue globale

5.1.1 Leucémie infantile

Six RS-MA évaluant le lien potentiel entre la PACA et la leucémie ont été cernées lors de la revue de la portée, de la mise à jour de la recherche documentaire ou de l'examen de la liste de références des articles inclus. Les études primaires incluses dans ces RS-MA étaient généralement des études cas-témoins, en raison des critères d'inclusion à la RS-MA ou de la disponibilité des études, chez les enfants âgés de 0 à 14 ou 15 ans. Elles ont surtout été menées en Europe et en Amérique du Nord; seules les revues de Filippini et coll. (2015, 2019) et de Gong et coll. (2019) comprenaient des études primaires menées en Asie (une ou deux études chacune). Par conséquent, les résultats des RS-MA ont été considérés comme pertinents dans le cadre d'une évaluation canadienne, compte tenu des similitudes en ce qui a trait au mélange de polluants atmosphériques, au niveau de vie, aux soins de santé, au climat, etc., entre le Canada, les États-Unis et les pays européens. Les études primaires étaient principalement basées sur la population et, bien que la densité de la circulation était la principale mesure de l'exposition utilisée, la façon dont cette densité était mesurée variait considérablement d'une étude primaire à l'autre (p. ex., nombre de véhicules par jour, densité de la circulation cumulative dans une certaine zone tampon, densité des routes, distance par rapport à la route principale la plus proche ou une combinaison de ces éléments). Filippini et coll. (2015, 2019) et Gong et coll. (2019) ont également utilisé certains polluants de la PACA (c.-à-d. le NO2 et le benzène) comme indicateurs de la circulation dans leurs RS-MA. La qualité des études a été évaluée par les auteurs de toutes les RS-MA sauf deux (Carlos-Wallace et coll. [2016] et Gong et coll. [2019]), et la plupart des études primaires incluses dans les analyses ont été jugées de bonne qualité. De même, les éventuels facteurs de confusion ont été pris en considération dans toutes les RS-MA sauf deux (Sun et coll. [2014] et Gong et coll. [2019]). Plus précisément, les études primaires étaient ajustées ou appariées en fonction de l'âge et du sexe; bon nombre d'entre elles comprenaient des ajustements pour le SSE, et certaines études comprenaient des ajustements pour le tabagisme, les champs électromagnétiques, la distance par rapport aux lignes électriques et le code de configuration du réseau électrique. Il convient de souligner que toutes les études primaires, sauf une, qui figuraient dans les analyses quantitatives de Sun et coll. (2014) et de Gong et coll. (2019) étaient incluses dans la revue de Filippini et coll. (2019), laquelle abordait les facteurs de confusion éventuels.

Dans l'ensemble, toutes les RS-MA ont signalé un lien positif entre la leucémie infantile et les indicateurs de la PACA. Ainsi, les liens déclarés par les différents chercheurs à la suite d'études menées dans diverses régions sont cohérents. Des graphiques en forêt ont été construits, à l'aide des estimations regroupées du risque de leucémie infantile, pour examiner la stabilité et la force des liens entre cet effet sur la santé et la PACA. Comme nous l'avons mentionné plus haut, les études primaires suivaient généralement un plan cas-témoins. Avec ce type d'étude, la capacité d'établir la temporalité du lien est plus limitée qu'avec une étude de cohorte; toutefois, bon nombre des études ont considéré l'exposition dès la naissance comme un moyen de pallier cette limite. Les graphiques en forêt pour la densité de la circulation, la densité de la circulation stratifiée selon le sous-type de leucémie et la période d'exposition, le NO2 et le benzène sont présentés aux figures 5.1 à 5.4, respectivement. Les estimations de risque regroupées pour la densité de la circulation et la leucémie infantile allaient de 0,97 à 1,39; 14 des 17 estimations regroupées indiquaient des liens positifs, et tous ces liens positifs étaient statistiquement significatifs ou au seuil de signification statistique (figure 5.1). Il convient de souligner que des estimations de risque plus élevées, représentant des liens plus forts, ont été observées chez les enfants d'âge scolaire comparativement aux enfants d'âge préscolaire (Filippini et coll. 2019), pour des niveaux d'exposition élevés comparativement à des niveaux d'exposition faibles et modérés (Gong et coll. 2019) et lorsque la densité de la circulation était définie comme étant le nombre de véhicules par jour comparativement à d'autres définitions (Sun et coll. 2014). En outre, l'utilisation exclusive d'études de grande qualité dans l'analyse quantitative n'a pas modifié de façon notable l'estimation du risque présentée dans Sun et coll. (2014) et Filippini et coll. (2015). Les analyses de la densité de la circulation ont également été stratifiées selon le sous-type de leucémie et la période d'exposition par plus d'une RS-MA; les estimations regroupées de ces analyses sont représentées dans un graphique en forêt distinct (figure 5.2). En ce qui concerne les sous-types de leucémie, les estimations de risque regroupées pour la densité de la circulation variaient de 1,05 à 1,25 pour la LAL et de 1,08 à 1,09 pour la LAM, mais seules celles de la LAL étaient au seuil de signification statistique. Bien qu'aucun lien n'ait été observé pendant la période d'exposition prénatale (les estimations de risque regroupées variant de 0,92 à 0,98), les neuf estimations de risque regroupées pour la période d'exposition postnatale indiquaient des liens positifs, allant de 1,26 à 1,87, et sept de ces liens étaient statistiquement significatifs. Pour les polluants de la PACA que sont le NO2 et le benzène, les estimations regroupées du risque de leucémie infantile variaient de 0,94 à 1,21 et de 0,94 à 1,64, respectivement (figures 5.3 et 5.4). Sept des 10 liens étaient positifs pour le NO2, et six d'entre eux étaient statistiquement significatifs ou au seuil de signification statistique. De même, huit des 11 liens étaient positifs pour le benzène, y compris six liens statistiquement significatifs ou au seuil de signification statistique. Il convient de noter que dans le cas du NO2 et du benzène, tous les liens nuls ou négatifs provenaient d'une seule RS-MA (Gong et coll. 2019) et, à l'instar de la densité de la circulation, les estimations de risque étaient plus élevées pour la période d'exposition postnatale que pour la période d'exposition prénatale (Filippini et coll. 2019). Toutefois, contrairement à la densité de la circulation, des liens positifs ont aussi été détectés pour l'exposition prénatale aux polluants de la PACA. L'estimation regroupée du risque associé au benzène était par ailleurs supérieure chez les enfants d'âge préscolaire comparativement aux enfants d'âge scolaire (Filippini et coll. 2019); une comparaison similaire n'a pu être effectuée pour le NO2, en raison de données insuffisantes (aucune estimation regroupée du risque pour les enfants d'âge scolaire). Dans les analyses stratifiées de Filippini et coll. (2015, 2019), l'exposition au benzène a donné lieu à des liens positifs pour les deux sous-types de leucémie (LAL et LAM), mais un risque plus élevé statistiquement significatif a été observé pour la LAM, les estimations de risque regroupées allant de 1,89 à 2,28. En revanche, les estimations de risque regroupées pour le NO2 indiquaient un risque potentiellement plus élevé pour la LAL que pour la LAM, avec une fourchette de 1,02 à 1,21, mais une seule des deux estimations était statistiquement significative.

Figure 5.1. Graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition à la densité de la circulation automobile et le risque de leucémie infantile; n représente le nombre d'études incluses dans la méta-analyse, et I2 ou χ2 représente l'hétérogénéité
Figure #. La version textuelle suit.
Figure 5.1 - Équivalent textuel

La figure 5.1 illustre un graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition à la densité de la circulation automobile et le risque de leucémie infantile. L'abscisse représente les estimations regroupées et IC à 95 % et s'échelonne de 0,8 à 2,0. Les informations suivantes sont illustrées dans cette figure :

Repère Estimation regroupée Intervalle de confiance à 95 % n I2 Référence
A1 (analyse principale) 1,09 1,00-1,20 16 56,2 % Filippini et coll. (2019)
A2 (enfants d'âge préscolaire) 1,00 0,93-1,09 7 67,10 % Filippini et coll. (2019)
A3 (enfants d'âge scolaire) 1,05 0,96-1,15 3 10,0 % Filippini et coll. (2019)
B1 (analyse principale) 1,01 0,98-1,04 13 0,0 % Gong et coll. (2019)
B2 (exposition élevée) 1,04 0,91-1,17 9 0,0 % Gong et coll. (2019)
B3 (exposition modérée) 0,97 0,82-1,12 7 0,0 % Gong et coll. (2019)
B4 (exposition faible) 0,98 0,90-1,07 6 0,0 % Gong et coll. (2019)
C 1,25 0,96-1,62 11 29,92 (χ2) Carlos-Wallace et coll. (2016)
D1 (analyse principale) 1,09 0,96-1,23 11 57,0 % Filippini et coll. (2016)
D2 (études primaires de grande qualité) 1,07 0,93-1,24 8 61,7 % Filippini et coll. (2016)
E 1,39 1,03-1,88 8 57,4 % Boothe et coll. (2014)
F1 (analyse principale) 1,03 0,98-1,09 11 (estimation de 12 études) 63,3 % Sun et coll. (2014)
F2 (études primares de grande qualité [NOS≥7]) 1,05 0,96-1,15 6 58,80 % Sun et coll. (2014)
F3 (durée de l'étude <10 ans) 1,06 1,00-1,13 6 36,70 % Sun et coll. (2014)
F4 (durée de l'étude ≥10 ans) 1,01 0,95-1,07 5 74,10 % Sun et coll. (2014)
F5 (véhicules par jour) 1,31 1,02-1,67 6 74,40 % Sun et coll. (2014)
F6 (autres définitions de la circulation) 1,02 0,99-1,05 5 47,60 % Sun et coll. (2014)
Figure 5.2. Graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition à la densité de la circulation automobile et le risque de leucémie infantile stratifié par sous-type de leucémie et période d'exposition; n représente le nombre d'études incluses dans la méta-analyse, et I2 représente l'hétérogénéité
Figure #. La version textuelle suit.
Figure 5.2 - Équivalent textuel

La figure 5.2 illustre un graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition à la densité de la circulation automobile et le risque de leucémie infantile stratifié par sous-type de leucémie (en haut) et période d'exposition (en bas). L'abscisse représente les estimations regroupées et IC à 95 % et s'échelonne de 0,4 à 3,0. Les informations suivantes sont illustrées dans cette figure :

Effet sur la santé Repère Estimation regroupée Intervalle de confiance à 95 % n I2 Référence
Sous-type de leucémie infantile A1 (sous-type LAL) 1,05 0,96-1,16 9 34,7 % Filippini et coll. (2019)
Sous-type de leucémie infantile B1 (sous-type LAL) 1,25 0,92-1,69 4 53,7 % Filippini et coll. (2016)
Sous-type de leucémie infantile A2 (sous-type LAM) 1,09 0,86-1,38 5 70,0 % Filippini et coll. (2019)
Sous-type de leucémie infantile B2 (sous-type LAM) 1,08 0,53-2,19 2 44,4 % Filippini et coll. (2016)
Période d'exposition A3 (exposition prénatale [à la naissance]) 0,98 0,90-1,06 5 30,9 % Filippini et coll. (2019)
Période d'exposition A4 (exposition postnatale [au moment du diagnostic]) 1,32 1,12-1,55 14 50,7 % Filippini et coll. (2019)
Période d'exposition B3 (exposition prénatale) 0,97 0,89-1,06 5 42,1 % Filippini et coll. (2016)
Période d'exposition B4 (exposition postnatale) 1,49 1,21-1,85 8 0,0 % Filippini et coll. (2016)
Période d'exposition C1 (exposition prénatale) 0,92 0,78-1,09 4 0,0 % Boothe et coll. (2014)
Période d'exposition C2 (exposition postnatale, analyse principale) 1,53 1,12-2,10 7 37,8 % Boothe et coll. (2014)
Période d'exposition C3 (exposition postnatale, études primaires de grande qualité) 1,84 1,22-2,78 4 42,2 % Boothe et coll. (2014)
Période d'exposition C4 (exposition postnatale, études primaires avec prise en compte de l'effet du SSE) 1,87 1,12-3,11 4 61,1 % Boothe et coll. (2014)
Période d'exposition C5 (exposition postnatale, leucémie) 1,83 1,22-2,75 5 42,0 % Boothe et coll. (2014)
Période d'exposition C6 (exposition postnatale, leucémie aiguë) 1,26 0,91-1,75 2 54,8 % Boothe et coll. (2014)
Période d'exposition C7 (exposition postnatale, une seule route) 1,62 1,06-2,48 5 54,5 % Boothe et coll. (2014)
Période d'exposition C8 (exposition postnatale, plusieurs routes) 1,48 0,79-2,78 2 0,0 % Boothe et coll. (2014)
Figure 5.3. Graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition au NO2 et la leucémie infantile; n représente le nombre d'études incluses dans la méta-analyse, et I2 représente l'hétérogénéité
Figure #. La version textuelle suit.
Figure 5.3 - Équivalent textuel

La figure 5.3 illustre un graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition au NO2 et la leucémie infantile stratifié par sous-type de leucémie infantile (en haut) et période d'exposition (en bas). L'abscisse représente les estimations regroupées et IC à 95 % et s'échelonne de 0,5 à 2,0. Les informations suivantes sont illustrées dans cette figure :

Effet sur la santé Repère Estimation regroupée Intervalle de confiance à 95 % n I2 Référence
Leucémie infantile A1 (analyse principale) 1,04 0,90-1,19 8 55,5 % Filippini et coll. (2019)
Leucémie infantile A2 (enfants d'âge préscolaire) 1,03 0,90-1,18 4 14,9 % Filippini et coll. (2019)
Leucémie infantile A3 (exposition prénatale [à la naissance]) 1,07 0,96-1,19 4 0,0 % Filippini et coll. (2019)
Leucémie infantile A4 (exposition postnatale [au moment du diagnostic]) 1,17 0,82-1,67 4 74,9 % Filippini et coll. (2019)
Leucémie infantile B1 (analyse principale) 0,98 0,93-1,02 7 24,7 % Gong et coll. (2019)
Leucémie infantile B2 (exposition élevée) 0,94 0,86-1,01 7 41,3 % Gong et coll. (2019)
Leucémie infantile B3 (exposition modérée) 1,02 0,93-1,10 7 35,3 % Gong et coll. (2019)
Leucémie infantile B4 (exposition faible) 0,98 0,90-1,07 4 26,9 % Gong et coll. (2019)
Leucémie infantile C1 (analyse principale) 1,14 0,94-1,39 6 74,5 % Filippini et coll. (2015)
Leucémie infantile C2 (études primaires de grandes qualité [NOS≥7]) 1,21 0,97-1,52 5 78,1 % Filippini et coll. (2015)
Sous-type de leucémie infantile A5 (sous-type LAL) 1,02 0,89-1,18 4 55,6 % Filippini et coll. (2019)
Sous-type de leucémie infantile C3 (sous-type LAL) 1,21 1,04-1,41 2 0,0 % Filippini et coll. (2015)
Sous-type de leucémie infantile A6 (sous-type LAM) 0,97 0,79-1,19 4 0,0 % Filippini et coll. (2019)
Sous-type de leucémie infantile C4 (sous-type LAM) 1,06 0,51-2,21 2 74,2 % Filippini et coll. (2015)
Figure 5.4. Graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition au benzène et la leucémie infantile; n représente le nombre d'études incluses dans la méta-analyse, et I2 représente l'hétérogénéité
Figure 5.4. La version textuelle suit.
Figure 5.4 - Équivalent textuel

La figure 5.4 illustre un graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition au benzène et la leucémie infantile stratifié par leucémie infantile (en haut) et sous-type de leucémie infantile (en bas). L'abscisse représente les estimations regroupées et IC à 95 % et s'échelonne de 0,5 à 3,1. Les informations suivantes sont illustrées dans cette figure :

Effet sur la santé Repère Estimation regroupée Intervalle de confiance à 95 % n I2 Référence
Leucémie infatile A1 (analyse principale) 1,27 1,03-1,56 7 52,4 % Filippini et coll. (2019)
Leucémie infatile A2 (enfants d'âge préscolaire) 1,39 1,03-1,87 4 27,9 % Filippini et coll. (2019)
Leucémie infatile A3 (enfants d'âge scolaire) 1,08 0,64-1,82 2 0,0 % Filippini et coll. (2019)
Leucémie infatile A4 (exposition prénatale [à la naissance]) 1,21 1,04-1,41 3 0,0 % Filippini et coll. (2019)
Leucémie infatile A5 (exposition postnatale [au moment du diagnostic]) 1,36 0,92-2,00 4 65,2 % Filippini et coll. (2019)
Leucémie infatile B1 (analyse principale) 0,94 0,84-1,04 6 17,2 % Gong et coll. (2019
Leucémie infatile B2 (exposition élevée) 0,94 0,81-1,08 5 0,0 % Gong et coll. (2019
Leucémie infatile B3 (exposition modérée) 1,04 0,71-1,37 3 0,0 % Gong et coll. (2019
Leucémie infatile B4 (exposition faible) 0,89 0,71-1,06 4 0,0 % Gong et coll. (2019
Leucémie infatile C1 (analyse principale) 1,64 0,91-2,95 6 74,5 % Filippini et coll. (2015)
Leucémie infatile C2 (études primaires de grande qualité [NOS≥7]) 1,64 0,91-2,95 5 78,1 % Filippini et coll. (2015)
Sous-type de leucémie infantile A6 (sous-type LAL) 1,09 0,88-1,36 7 51,8 % Filippini et coll. (2019)
Sous-type de leucémie infantile C3 (sous-type LAL) 1,09 0,67-1,77 2 0,0 % Filippini et coll. (2015)
Sous-type de leucémie infantile A7 (sous-type LAM) 1,84 1,31-2,59 5 0,0 % Filippini et coll. (2019)
Sous-type de leucémie infantile C4 (sous-type LAM) 2,28 1,09-4,75 2 74,2 % Filippini et coll. (2015)

La majorité des estimations de risque choisies dans les études primaires aux fins des RS-MA mettaient en comparaison une exposition élevée et une exposition faible; habituellement, les liens sont d'abord évalués dans des groupes ayant un niveau d'exposition élevé par rapport à des groupes ayant un niveau d'exposition faible. En outre, les définitions des niveaux d'exposition aux polluants de la PACA et aux densités de la circulation automobile variaient probablement entre les études primaires, et les méthodes utilisées pour évaluer l'exposition (c.-à-d. la comparaison des catégories d'exposition élevées et faibles) étaient moins précises qu'une méthode fondée sur une concentration normalisée de polluants (p. ex. par 10 µg/m3). Puisque les auteurs des revues n'ont pas normalisé les expositions, l'ampleur relative des écarts d'exposition était sans doute distincte d'une étude primaire à l'autre; toutefois, les écarts d'exposition étaient pertinents à l'intérieur d'une même étude et étaient combinés adéquatement dans les synthèses quantitatives. Bien qu'une telle combinaison des estimations de risque ne permette pas l'évaluation directe d'un gradient biologique, deux des RS-MA (Filippini et coll. 2019; Gong et coll. 2019) ont étudié la relation exposition-réponse du lien. Les méta-analyses effectuées par Filippini et coll. (2019) concernant la forme de la courbe exposition-réponse ont corroboré les liens positifs observés entre la leucémie infantile et les indicateurs de la PACA. En particulier, Filippini et coll. (2019) n'ont constaté aucun seuil minimal d'exposition au benzène pour l'augmentation du risque de leucémie infantile. Des indications d'un tel seuil ressortaient toutefois pour la distance par rapport aux routes (un des trois indicateurs de densité de la circulation évalués) et le NO2. Pour ce qui est de la distance par rapport aux routes, peu de liens ont été observés avec le RR de leucémie lorsque la distance dépassait 150 m du bord de la route, mais passé ce seuil, le RR s'accroissait rapidement à mesure que la distance diminuait. Dans le cas du NO2, un risque excédentaire était visible entre 40 et 60 µg/m3, mais les auteurs de la revue ont noté que l'augmentation était statistiquement instable. Il convient de noter que le lien était faible entre le risque de maladie et les autres indicateurs de la densité de la circulation (c.-à-d. les véhicules par jour et la densité des routes), sauf aux niveaux d'exposition les plus élevés. Bien que ces constatations n'aient pu être comparées adéquatement à la seule RS-MA (Gong et coll. 2019) qui tenait compte des niveaux d'exposition (c.-à-d. faibles, modérés et élevés) en raison d'un manque d'information (p. ex., aucun détail n'a été fourni sur l'exposition mis à part les paramètres ayant servi à la mesurer), les estimations de risque regroupées tirées de Gong et coll. (2019) appuient la méta-analyse exposition-réponse pour les indicateurs de densité de la circulation seulement. En particulier, un lien positif avec la leucémie infantile n'a été observé qu'à des niveaux élevés de densité de la circulation, mais aucun lien n'a été observé à des niveaux d'exposition faibles et modérés de densité de la circulation, avec des estimations de risque d'ampleur similaire. En revanche, les estimations de risque regroupées pour le benzène n'ont pas augmenté progressivement en fonction des niveaux d'exposition, et seuls les niveaux d'exposition modérés au NO2 présentaient un lien positif. Gong et coll. (2019) n'ont pas discuté de cette absence de relation linéaire entre les différents niveaux d'exposition aux polluants de la PACA.

Sauf dans Gong et coll. (2019), une hétérogénéité modérée à importante a été signalée dans la plupart des analyses pour les trois mesures de la PACA lorsque toutes les études primaires étaient prises en considération. Dans les analyses par sous-groupes, l'hétérogénéité était généralement réduite ou absente. L'hétérogénéité modérée à importante peut être attribuable à des différences méthodologiques entre les études primaires, y compris les méthodes d'évaluation de l'exposition, les critères d'inclusion et d'exclusion distincts et l'ajustement relatif aux facteurs de confusion et aux covariables. En outre, la plage des valeurs d'exposition et l'écart d'exposition variaient entre les études primaires et contribuaient à l'hétérogénéité. Pour tenir compte de cette hétérogénéité, les résultats des méta-analyses à effets aléatoires ont été jugés les plus appropriés, et toutes les RS-MA sauf une utilisaient cette méthodologie (Gong et coll. [2019] ont utilisé la méta-analyse à effets fixes, car l'hétérogénéité n'était pas marquée dans cette RS-MA). En plus de mener des méta-analyses à effets aléatoires, Carlos-Wallace et coll. (2016) ont calculé des estimations de risque regroupées au moyen de méta-analyses à effets fixes, mais ont effectué un ajustement selon la méthode de Shore pour tenir compte de l'hétérogénéité entre les études. La majorité des RS-MA ont utilisé les estimations de risque qui tenaient compte des principaux facteurs de confusion (p. ex. âge, sexe et SSE) lorsque les études primaires fournissaient des estimations de risque ajustées, et toutes les études primaires sauf deux comportaient certaines corrections. Néanmoins, il est attendu que la correction variable des facteurs de confusion dans les études primaires réduise la précision des estimations d'effet regroupées, en entraînant un élargissement des IC. Une autre limite importante des études primaires est l'introduction possible d'un biais de sélection inhérent aux études de type cas-témoins.

Une seule revue systématique (Raaschou-Nielsen et Reynolds 2006), publiée avant les RS-MA examinées ci-dessus, a été trouvée aux fins de l'évaluation des risques. La majorité (6 sur 9) des RR signalés dans les études primaires cas-témoins incluses indiquaient des liens positifs entre l'exposition à la PACA (c.-à-d. les mesures de la circulation et les polluants atmosphériques liés à la circulation) et la leucémie infantile, à l'instar des analyses regroupées figurant dans les RS-MA.

5.1.2 Cancer du poumon

Trois RS-MA évaluant le lien possible entre le cancer du poumon et l'exposition à la PACA ont été trouvées lors de la revue de la portée. Les études primaires incluses dans ces RS-MA étaient principalement des études de cohorte, les autres ayant un plan d'étude cas-témoins. Elles ont surtout été menées en Europe et en Amérique du Nord; seulement un petit nombre d'études primaires ont été menées en Asie. Par conséquent, les résultats des RS-MA ont été considérés comme pertinents dans le cadre d'une évaluation canadienne, compte tenu des similitudes en ce qui a trait au mélange de polluants atmosphériques, au niveau de vie, aux soins de santé, au climat, etc., entre le Canada, les États-Unis et les pays européens. Un peu plus de la moitié des études primaires étaient axées sur des professions particulières, notamment les conducteurs professionnels comme les chauffeurs d'autobus, de camions et de taxis. Les autres études primaires ont porté sur des populations générales et l'exposition ambiante à la PACA, en fonction de l'exposition aux polluants de la PACA (p. ex. NO2, NOx et PM) ou des mesures de la circulation (p. ex. la distance par rapport à la route et la densité de la circulation). La qualité des études primaires a été évaluée par Tsoi et Tse (2012) ainsi que Chen et coll. (2015). Chen et coll. (2015) ont exclu des études en raison de leur faible qualité. Chacune des RS-MA a tenu compte des études primaires qui comportaient un ajustement en fonction du tabagisme, un important facteur de confusion dans les études sur le cancer du poumon. Bien que la majorité des études primaires groupées dans Chen et coll. (2015) tenaient compte du tabagisme, Tsoi et Tse (2012) et Hamra et coll. (2015) ont également effectué des analyses par sous-groupes qui se limitaient aux études comportant des ajustements en fonction du tabagisme, afin de tenir compte de ce facteur de confusion. Chen et coll. (2015) et Hamra et coll. (2015) ont déterminé que la plupart des études primaires incluses dans les synthèses quantitatives comprenaient également des ajustements selon l'âge, le sexe et les indicateurs du SSE. Les RS-MA comprenaient des études primaires qui évaluaient l'incidence du cancer du poumon et la mortalité, et ces résultats ont été combinés dans la synthèse quantitative. Les auteurs peuvent avoir choisi cette approche parce que le cancer du poumon a un taux élevé de létalité et qu'ils ont jugé raisonnable de combiner les résultats (Hamra et coll. 2014). En outre, Chen et coll. (2015) ont indiqué que les études sur l'incidence et la mortalité chez les conducteurs professionnels avaient été combinées pour accroître la taille de la synthèse quantitative, étant donné le chevauchement des IC associés aux estimations de risque regroupées dans la méta-analyse distincte.

Dans l'ensemble, les RS-MA ont indiqué un lien positif entre l'exposition à la PACA et le risque de cancer du poumon. Les figures 5.5 et 5.6 présentent les graphiques en forêt des estimations de risque regroupées pour l'exposition à la PACA selon l'exposition ambiante et la profession de conducteur, respectivement. Ces graphiques en forêt démontrent la force et la stabilité de la relation dans les deux contextes d'exposition. La figure 5.5 montre également le gradient biologique de la relation par tranche d'augmentation de l'exposition au NO2 ou aux NOx.

Figure 5.5. Graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition ambiante à la PACA et le risque de cancer du poumon chez les adultes selon une augmentation de 10 µg/m3 de NO2 ou de NOx; n représente le nombre d'études incluses dans la méta-analyse, et I2 représente l'hétérogénéité
Figure #. La version textuelle suit.
Figure 5.5 - Équivalent textuel

La figure 5.5 illustre un graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition ambiante à la PACA et le risque de cancer du poumon chez les adultes selon une augmentation de 10 µg/m3 de NO2 (en haut) ou de NOx­ (en bas). L'abscisse représente les estimations regroupées et IC à 95 % et s'échelonne de 0,9 à 1,2. Les informations suivantes sont illustrées dans cette figure :

Effet sur la santé Repère Estimation regroupée Intervalle de confiance à 95 % n I2 Référence
NO2 A1 (analyse principale [NOx]) 1,04 1,01-1,08 15 72,8 % Hamra et coll. (2015)
NO2 A2 (ajustement en fonction des facteurs de confusion indiqués [NO2], tabagisme) 1,04 1,00-1,08 11 71,8 % Hamra et coll. (2015)
NO2 A3 (ajustement en fonction des facteurs de confusion indiqués [NO2], SSE ou revenu) 1,04 0,98-1,11 7 68,8 % Hamra et coll. (2015)
NO2 A4 (ajustement en fonction des facteurs de confusion indiqués [NO2], scolarité) 1,03 1,00-1,07 8 68,2 % Hamra et coll. (2015)
NO2 A5 (ajustement en fonction des facteurs de confusion indiqués [NO2], profession) 1,02 0,99-1,04 8 40,9 % Hamra et coll. (2015)
NO2 B1 (analyse principale [NO2]) 1,06 0,99-1,13 5 59 % Chen et coll. (2015)
NOx A6 (analyse principale [NOx]) 1,03 1,01-1,05 5 33,3 % Hamra et coll. (2015)
NOx B2 (analyse principale [NOx­]) 1,04 1,01-1,07 2 46 % Chen et coll. (2015)
Figure 5.6. Graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition à la PACA et le risque de cancer du poumon chez les conducteurs professionnels adultes; n représente le nombre d'études incluses dans la méta-analyse, et I2 représente l'hétérogénéité
Figure #. La version textuelle suit.
Figure 5.6 - Équivalent textuel

La figure 5.6 illustre un graphique en forêt des estimations de risque regroupées provenant des RS-MA pour l'exposition à la PACA et le risque de cancer du poumon chez les conducteurs professionnels adultes. L'abscisse représente les estimations regroupées et IC à 95 % et s'échelonne de 0,9 à 1,6. Les informations suivantes sont illustrées dans cette figure :

Repère Estimation regroupée Intervalle de confiance à 95 % n I2 Référence
A1 (analyse principale) 1,22 1,14-1,31 28 65 % Chen et coll. (2015)
A2 (incidence seulement) 1,27 1,19-1,36 28 44 % Chen et coll. (2015)
A3 (mortalité seulement) 1,14 1,04-1,26 11 52 % Chen et coll. (2015)
B1 (analyse principale) 1,21 1,10-1,32 19 68.6 % Tsoi et Tse (2012)
B2 (études de qualité supérieure) 1,22 1,09-1,36 11 52,1 % Tsoi et Tse (2012)
B3 (ajusté pour le tabagisme) 1,18 1,05-1,33 13 48,0 % Tsoi et Tse (2012)
B4 (ajusté pour le tabagisme et >10 ans d'emploi) 1,19 1,06-1,34 NA NA Tsoi et Tse (2012)
B5 (études de cohorte) 1,19 1,07-1,32 8 79,4 % Tsoi et Tse (2012)
B6 (études cas-témoins) 1,26 1,02-1,56 11 55,2 % Tsoi et Tse (2012)

En ce qui concerne plus particulièrement les études basées sur la population et l'exposition ambiante à la PACA, selon le graphique en forêt (figure 5.5), les estimations de risque regroupées provenant des analyses principales et des analyses par sous-groupes étaient toutes positives et variaient de 1,02 à 1,06, par augmentation de 10 µg/m3 de NO2 ou de NOx. Même si seulement quelques-unes des estimations de risque regroupées étaient statistiquement significatives, les autres étaient au seuil de signification statistique. De plus, lorsque Hamra et coll. (2015) ont effectué une analyse par sous-groupes, les valeurs et la précision (IC à 95 %) des estimations de risque regroupées correspondaient à celles de l'analyse principale lorsque l'analyse se limitait aux études primaires qui tenaient compte du tabagisme ou du SSE. Ainsi, les résultats de Hamra et coll. (2015) indiquent que l'estimation regroupée principale était robuste au regard de ces facteurs de confusion, car les études primaires qui n'en tenaient pas compte n'ont pas influencé outre mesure l'analyse principale. Par ailleurs, pour l'Amérique du Nord, Hamra et coll. (2015) ont déclaré une estimation regroupée du risque de 1,07 (IC à 95 % : 1,01–1,14) par 10 µg/m3 de NO2; il s'agit, parmi les analyses disponibles, de celle qui se prête le mieux à la généralisation pour représenter le risque dans la population canadienne. Bien que les RS-MA aient tenu compte à la fois d'études de cohorte et d'études cas-témoins, la majorité d'entre elles étaient des études de cohorte, qui tendaient à indiquer un lien temporel entre l'exposition à la PACA et le cancer du poumon. Dans le cas des études basées sur la population, l'hétérogénéité de l'estimation du risque regroupée était modérée à importante, ce qui peut être attribuable à des différences dans la conception de l'étude, la population étudiée, les méthodes d'évaluation de l'exposition, les méthodes de détermination des cas et les ajustements relatifs aux facteurs de confusion et aux covariables dans les études primaires, ainsi qu'à des différences dans les critères d'inclusion ou d'exclusion des RS-MA. Hamra et coll. (2015) et Chen et coll. (2015) ont utilisé des modèles à effets aléatoires pour tenir compte de l'hétérogénéité dans leurs analyses. De plus, les deux RS-MA ont indiqué que la majorité des études primaires avaient tenu compte des principaux facteurs de confusion comme l'âge, le sexe, les indicateurs du SSE et le tabagisme. Hamra et coll. (2015) ont également observé un biais de publication; Chen et coll. (2015) n'ont pas inclus d'évaluation du biais de publication. Dans l'ensemble, les RS-MA ont fourni de solides données épidémiologiques établissant l'existence d'un lien positif entre l'exposition ambiante à la PACA et le risque de cancer du poumon chez l'adulte.

Comparativement aux études basées sur la population, les études menées auprès de conducteurs professionnels ont révélé un lien plus fort avec le cancer du poumon (figure 5.6). Les estimations de risque regroupées variaient de 1,14 à 1,27 et étaient toutes statistiquement significatives. Il paraît plausible que les études de groupes professionnels génèrent des estimations supérieures, car dans ces groupes, l'exposition à la PACA devrait être plus intense, avec une durée habituellement supérieure et des concentrations possiblement plus élevées que dans la population générale. Cela limite la capacité de généraliser les risques déterminés dans ces études à la population générale, qui est exposée aux niveaux ambiants de la PACA. De plus, les études d'exposition professionnelle comprenaient en majorité des sujets masculins seulement, ce qui limite encore plus leur généralisabilité. Tsoi et Tse (2012) ont également signalé qu'une durée d'emploi plus longue était associée à un risque accru de cancer du poumon, ce qui indique une relation exposition-réponse. Toutefois, chacune des RS-MA était limitée par l'absence de quantification ou de mesure de l'exposition à la PACA dans les études primaires. L'évaluation de l'exposition se limitait souvent au fait d'avoir déjà occupé un emploi de conducteur professionnel indépendamment de la durée de l'emploi. En outre, même si la plupart des études primaires axées sur la profession ont tenu compte de certains facteurs de confusion (p. ex. l'âge et le tabagisme), la prise en compte des autres facteurs de confusion importants était inégale, notamment en ce qui concerne l'exposition à l'amiante ou à d'autres agents associés au cancer du poumon, la durée de l'emploi et le SSE. L'hétérogénéité était modérée à importante dans ces estimations de risque regroupées, possiblement à cause des différences concernant la détermination des résultats, les professions considérées, la distribution de l'exposition, la conception de l'étude, les facteurs de confusion et les covariables considérés dans les études primaires, sans compter les différents critères d'inclusion et d'exclusion définis par les auteurs des revues. Dans l'ensemble, l'analyse regroupée des études d'exposition professionnelle indique un risque accru de cancer du poumon associé à l'emploi comme conducteur professionnel. Toutefois, l'absence de quantification de l'exposition à la PACA, l'intensité accrue des scénarios d'exposition à la PACE et la confusion non résolue restreignent l'applicabilité et la généralisabilité de ce risque accru pour le grand public et pour l'exposition à la PACA à des niveaux ambiants.

5.1.3 Cancer du sein

La recherche documentaire a produit une seule publication évaluant le risque de cancer du sein qui pouvait être incluse dans la revue globale, soit une revue systématique par White et coll. (2018). Comme les articles primaires retenus provenaient d'Amérique du Nord et d'Europe, les résultats ont été considérés comme pertinents dans le cadre d'une évaluation canadienne, compte tenu des similitudes en ce qui a trait au mélange de polluants atmosphériques, au niveau de vie, aux soins de santé, au climat, etc., entre le Canada, les États-Unis et les pays européens. Les auteurs de la revue ont relevé des indications constantes d'un lien entre le cancer du sein et l'exposition à la PACA, lorsque l'exposition était estimée au moyen de modèles ou de données satellitaires servant à quantifier le NO2, les NOx, les PM2,5 ou le BaP comme marqueurs de la PACA. Les études indiquaient par ailleurs un gradient biologique. Les estimations du risque étaient généralement positives, et la plupart étaient significatives ou au seuil de signification statistique. En particulier, trois études cas-témoins menées au Canada ont chacune révélé un lien positif, au seuil de signification statistique entre le NO2 et le cancer du sein, les estimations se situant entre 1,08 et 1,31 par tranche d'augmentation du NO2. En revanche, il n'y avait aucune indication d'un lien lorsque les mesures de la circulation, comme la proximité de la chaussée et la densité de la circulation, étaient utilisées pour évaluer l'exposition. Cette revue systématique tend à démontrer un lien entre l'exposition à la PACA et l'incidence du cancer du sein. Toutefois, comme les auteurs n'ont pas effectué de synthèse quantitative, on ignore l'ampleur du lien qui peut être déterminé à partir d'une estimation regroupée.

5.2 Données biologiques issues des revues systématiques et d'autres évaluations

La littérature renferme une quantité substantielle d'indications des effets génotoxiques et mutagènes de la PACA ou de ses composants dans les études sur les humains, les animaux expérimentaux et les systèmes in vitro. Ensemble, ces études établissent la plausibilité biologique du lien de causalité entre l'exposition à la PACA et le cancer. Les études épidémiologiques moléculaires chez les humains ont fourni des indications cohérentes d'effets génotoxiques ou cytogénétiques chez les personnes qui travaillent dans des environnements où les taux de PACA sont élevés ou qui vivent près de ces environnements, ainsi que certaines indications d'un gradient biologique exposition-réponse. Les composants de la PACA, y compris les GED, les GEE, les PM et le benzène, ont fait l'objet d'une évaluation exhaustive de leurs effets génotoxiques, mutagènes et cancérigènes. Le CIRC a classé les GED, les PM présentes dans la pollution de l'air extérieur (auxquelles la circulation contribue fortement dans les milieux urbains) et le benzène comme agents cancérigènes humains du groupe 1, en fonction des indications jugées suffisantes chez les humains et les animaux expérimentaux et des données mécanistes. En raison des limites et de l'insuffisance de la base de données documentaire, les GEE ont été classés dans le groupe 2B, comme agent cancérigène possible pour l'humain. D'après les évaluations exhaustives de Santé Canada, de l'EPA des États-Unis et du HEI, les propriétés génotoxiques et mutagènes des composants de la PACA ont été bien démontrées. Il a été démontré que certains composants de la PACA sont cancérigènes chez les animaux de laboratoire, bien que le niveau et la force des données probantes varient selon les composants de la PACA : il existe un ensemble de données probantes relativement vaste pour les GED, les PM et le benzène, tandis que les données biologiques sont limitées pour les GEE et le NO2.

De nombreux mécanismes d'action susceptibles d'expliquer la cancérogénicité induite par la PACA ont été proposés à partir des résultats d'études biologiques. La PACA pourrait agir au moyen d'un mécanisme génotoxique, soit par des dommages directs à l'ADN, soit indirectement par l'entremise d'un stress oxydatif menant à des dommages à l'ADN. Le stress oxydatif résulterait de la production de DRO par la PACA ou de l'activation d'une réponse inflammatoire par la PACA. Les dommages à l'ADN qui en résultent, y compris les mutations et les effets cytogénétiques, peuvent mener au développement de cancers. En outre, la PACA peut induire des changements épigénétiques qui modifient l'expression génétique, d'une façon qui accroît la promotion des tumeurs ou qui réduit la suppression des tumeurs. De plus, le benzène est spécifiquement lié au développement de cancers hématologiques, sous l'effet possible de dommages à l'ADN dans la moelle osseuse et d'une immunosuppression.

5.3 Détermination de la causalité

5.3.1 Leucémie infantile

La conclusion proposée se fonde sur les éléments suivants : (i) le lien positif entre l'exposition à la PACA et la leucémie infantile déterminé dans chacune des six RS-MA évaluées (Boothe et coll. 2014; Sun et coll. 2014; Filippini et coll. 2015, 2019; Carlos-Wallace et coll. 2016; Gong et coll. 2019). La plupart des estimations de risque regroupées étaient statistiquement significatives ou au seuil de signification statistique, et un lien plus fort et stable a été identifié pour l'exposition postnatale à la PACA par trois RS-MA (Boothe et coll. 2014; Filippini et coll. 2019, 2015). (ii) Il existe quelques indications d'un gradient biologique d'après l'analyse de la forme de la courbe effectuée par Filippini et coll. (2019), et ces indications sont corroborées dans une certaine mesure par l'évaluation exposition-réponse de Gong et coll. (2019). (iii) Bien que les données épidémiologiques comportent certaines limites relativement à l'établissement de la temporalité, puisqu'elles ont été tirées d'études cas-témoins, la prise en compte d'une période d'exposition débutant à la naissance appuie la temporalité du lien. (iii) Les données biologiques à l'appui démontrant les effets génotoxiques et mutagènes de la PACA ou de ses composants dans les études sur les humains, les animaux expérimentaux et les systèmes in vitro dans : a) la revue systématique effectuée par DeMarini (2013); b) les évaluations exhaustives des risques par Santé Canada (2013, 2016a, 2016b, 2017), l'EPA des États-Unis (2016, 2019) et le HEI (2010); et c) les évaluations de la cancérogénicité par le CIRC (2014, 2016, 2018). Dans l'ensemble, les données probantes sont jugées suffisantes pour conclure à un lien de causalité probable entre l'exposition à la PACA et la leucémie infantile.

5.3.2 Cancer du poumon

La conclusion proposée se fonde sur les éléments suivants : (i) les liens positifs significatifs et au seuil de signification statistique entre l'exposition aux niveaux ambiants de PACA et le cancer du poumon chez les adultes selon la RS-MA de Hamra et coll. (2015), laquelle reposait principalement sur des études de cohorte comprenant des ajustements en fonction du tabagisme (un important facteur de confusion pour le cancer du poumon) et était soutenue par la RS-MA de Chen et coll. (2015). (ii) Les liens positifs significatifs et constants indiquant une relation plus forte entre l'exposition professionnelle à la PACA et le cancer du poumon dans les RS-MA de Tsoi et Tse (2012) et de Chen et coll. (2015). Toutefois, le fait que ces études soient fondées sur l'exposition professionnelle limite l'établissement d'un risque pour le grand public, compte tenu des particularités de l'exposition intégrée (c.-à-d. la durée et la fréquence des microenvironnements de la PACA), et les études primaires ne tenaient pas systématiquement compte des facteurs de confusion. (iii) Les données biologiques à l'appui démontrant les effets génotoxiques et mutagènes de la PACA ou de ses composants dans les études sur les humains, les animaux expérimentaux et les systèmes in vitro dans : a) les revues systématiques menées par DeMarini (2013) et Gromadzinska et Wasowicz (2019); b) les évaluations exhaustives des risques par Santé Canada (2013, 2016a, 2016b, 2017), l'EPA des États-Unis (2016, 2019) et le HEI (2010); et c) les évaluations de la cancérogénicité par le CIRC (2014, 2016, 2018). Dans l'ensemble, les données probantes sont jugées suffisantes pour conclure à un lien de causalité entre l'exposition à la PACA et le cancer du poumon chez les adultes.

5.3.3 Cancer du sein

La conclusion proposée se fonde sur les éléments suivants : (i) les liens positifs entre le cancer du sein chez les adultes et l'exposition à la PACA selon la revue systématique de White et coll. (2018), les résultats étant constants lorsque l'exposition à la PACA était fondée sur les concentrations de polluants, avec des indications d'un gradient biologique dans la relation; toutefois, aucune synthèse quantitative n'a été effectuée pour déterminer la force et la stabilité du lien. (ii) Les données biologiques à l'appui démontrant les effets génotoxiques et mutagènes de la PACA ou de ses composants dans les études sur les humains, les animaux expérimentaux et les systèmes in vitro dans : a) la revue systématique effectuée par DeMarini (2013); b) les évaluations exhaustives des risques par Santé Canada (2013, 2016a, 2016b, 2017), l'EPA des États-Unis (2016, 2019) et le HEI (2010), et c) les évaluations de la cancérogénicité par le CIRC (2014, 2016, 2018). Dans l'ensemble, les données probantes sont jugées évocatrices, mais insuffisantes pour conclure à un lien de causalité entre l'exposition à la PACA et le cancer du sein chez les adultes.

Chapitre 6. Conclusion

À l'aide d'une approche de revue globale, la présente évaluation des risques a permis d'examiner les liens entre l'exposition à long terme à la PACA et la leucémie infantile, ainsi que le cancer du poumon et le cancer du sein chez l'adulte. Ces liens ont été évalués avec les données biologiques pertinentes recueillies à partir de revues systématiques portant sur la PACA et d'un examen des documents d'évaluation existants de la PACA ou de ses composants, dans le cadre d'une approche fondée sur le poids de la preuve visant à déterminer le rôle causal de l'exposition à long terme à la PACA en ce qui concerne la leucémie infantile, le cancer du poumon chez l'adulte et le cancer du sein chez l'adulte.

Selon l'ensemble du poids de la preuve, les conclusions sont les suivantes :

  1. les données probantes sont suffisantes pour conclure à un lien de causalité probable entre l'exposition à la PACA et la leucémie infantile;
  2. les données probantes sont suffisantes pour conclure à un lien de causalité entre l'exposition à la PACA et le cancer du poumon chez les adultes;
  3. les données probantes sont évocatrices, mais insuffisantes pour conclure à un lien de causalité entre l'exposition à la PACA et le cancer du sein chez les adultes.

Principales incertitudes et lacunes

Les conclusions de cette évaluation des risques se fondent sur la littérature épidémiologique évaluant les effets sur la santé liés aux polluants de la PACA. Pour les critères d'effet relatifs au cancer pris en considération dans l'évaluation, les données scientifiques étaient principalement fondées sur divers marqueurs de l'exposition à la PACA, y compris le NO2, le benzène, la densité de la circulation et l'emploi comme conducteur professionnel. Bien que ces marqueurs soient utilisés pour évaluer ou quantifier l'exposition à la PACA, les études n'ont pas permis d'établir avec certitude un agent responsable des répercussions sur la santé. Compte tenu du degré élevé de corrélation attendu entre les composants individuels de la PACA, d'autres études et l'utilisation de modèles multipolluants seraient nécessaires pour déterminer le ou les agents responsables des effets sur la santé parmi le mélange composant la PACA. De fait, la PACA contient de nombreux constituants connus pour leurs propriétés génotoxiques ou cancérigènes.

La revue de la portée et la mise à jour de la recherche documentaire ont permis de relever des RS-MA et des revues systématiques qui étaient fondées sur un important corpus d'études primaires. Malgré l'ampleur de la base de données probantes, il subsiste d'importantes d'incertitudes, précisées ci-après, en ce qui concerne le lien entre l'exposition à la PACA et le cancer.

Pour l'évaluation de la leucémie infantile, les données épidémiologiques étaient fondées sur six RS-MA (publiées de 2014 à 2019) et sur une revue systématique qui avait été publiée plusieurs années avant les synthèses quantitatives. Comme elles abordaient des questions de recherche similaires, les six RS-MA présentaient un degré élevé de chevauchement entre les études primaires examinées. Toutefois, les auteurs des revues ont utilisé différentes approches d'analyse statistique, y compris des modèles à effets aléatoires, des modèles à effets fixes et des modèles à effets fixes avec ajustement selon la méthode de Shore pour tenir compte de l'hétérogénéité entre les études. Bien que diverses approches aient été adoptées pour les évaluations de l'exposition et les analyses statistiques, les RS-MA fournissaient des constatations cohérentes, ce qui donne de la force aux conclusions de la présente revue globale. L'une des principales limites de la base de données documentaire concernant le lien entre l'exposition à la PACA et la leucémie infantile est qu'elle comprenait seulement deux études de cohorte. Les publications primaires examinées dans les revues reposaient principalement sur des études cas-témoins. Même si l'exposition potentielle à la PACA était prise en compte à partir de la naissance, voire pendant la période prénatale, les données comportent certaines limites relativement à l'établissement de la temporalité. Si la majorité des RS-MA incluaient des facteurs de confusion possibles (p. ex. l'âge, le sexe et le SSE), le nombre de facteurs considérés et leurs définitions étaient variables d'une étude primaire à l'autre, et de nombreuses études primaires n'étaient pas ajustées en fonction du tabagisme. De plus, les évaluations du gradient biologique étaient limitées dans la littérature épidémiologique, et une seule RS-MA (Filippini et coll. 2019) proposait une analyse de la forme de la courbe pour évaluer la relation exposition-réponse. Dans bon nombre des études primaires, des variables catégorielles ont été utilisées pour évaluer l'exposition à la PACA (c.-à-d. une comparaison entre une exposition élevée et une exposition faible sans normalisation de l'écart d'exposition entre les études primaires), ce qui a entraîné une définition variable des niveaux d'exposition dans les études primaires et une précision réduite des estimations regroupées. Par ailleurs, il est préférable d'effectuer des évaluations de l'exposition qui quantifient l'exposition à la PACA sous la forme de variables continues (c.-à-d. selon une augmentation progressive de la concentration de polluants) pour mieux cerner et décrire la relation exposition-réponse. Une autre limite de la base de données documentaire est que la plupart des études primaires ont estimé les expositions à la PACA à l'adresse domiciliaire; seulement quelques études ont tenu compte de la mobilité des enfants et/ou des changements d'adresse domiciliaire. La base de données documentaire indique que l'exposition postnatale à la PACA est liée à un risque accru de leucémie infantile. D'autres études seraient nécessaires pour préciser la ou les périodes sensibles, de la petite enfance à l'adolescence. De nouvelles études évaluant individuellement les sous-types de leucémie seraient également utiles afin d'éclaircir le lien avec l'exposition à la PACA, car l'étiologie, la progression de la maladie et la survie varient selon les sous-types.

Dans le cas du cancer du poumon, la base de données documentaire était fondée sur des évaluations de l'exposition ambiante ou professionnelle à la PACA. En ce qui concerne l'exposition ambiante, la majorité des études primaires étaient des études de cohorte, bien que certaines études cas-témoins aient été incluses dans la synthèse quantitative. Toutefois, les études cas-témoins ne fournissent pas de lien temporel, et la combinaison des types d'étude par les auteurs des revues pourrait avoir été une source d'hétérogénéité. Une recherche supplémentaire et la publication des résultats (peu importe l'orientation ou l'ampleur du lien) seraient nécessaires pour confirmer et corriger cet éventuel biais. Dans la présente évaluation des risques, les analyses de l'exposition professionnelle à la PACA ont servi à appuyer les évaluations fondées sur les expositions ambiantes, en raison des limites inhérentes aux études primaires. Les études de groupes professionnels présentaient elles-mêmes un manque de généralisabilité, car elles portaient presque exclusivement sur des sujets masculins, dont la durée et la fréquence de l'exposition devraient être supérieures à celles du grand public. De plus, les études de groupes professionnels ont été limitées par l'absence de quantification de l'exposition et de prise en compte complète des facteurs de confusion dans certains cas.

Dans le cas du cancer du sein, bien que le lien avec l'exposition à la PACA fasse l'objet d'un nombre croissant de recherches épidémiologiques, la base de données documentaire ne comprenait qu'une revue systématique sur 12 articles primaires, et aucune synthèse quantitative. Cette absence de synthèses quantitatives publiées limitait le recours à une revue globale pour évaluer le lien et déterminer la causalité. En outre, d'autres recherches et des RS-MA sur le cancer du sein et d'autres types de cancer seraient utiles pour mieux caractériser et comprendre le lien entre l'exposition à la PACA et l'apparition de cancers.

Les données épidémiologiques recueillies dans le cadre de cette évaluation des risques ont été évaluées au moyen d'une approche de revue globale qui, bien qu'offrant plusieurs avantages, comporte des limites inhérentes. Comme l'évaluation reposait sur des revues publiées, elle ne pouvait inclure les publications primaires qui sont parues après la revue la plus récente. L'étude des effets de la pollution atmosphérique sur la santé est un domaine de recherche actif, et un certain nombre d'études primaires récentes n'ont peut-être pas été prises en compte dans l'élaboration des conclusions. Les articles primaires inclus dans les revues sur lesquelles a porté l'évaluation avaient été publiés en 2018 ou avant. De plus, toute erreur commise par les auteurs des revues lors de la synthèse des articles primaires se répercuterait sur la revue globale. Cette source potentielle d'erreur est limitée, du fait que seules les publications évaluées par des pairs ont été prises en compte dans la revue globale, et parce qu'il y a un certain degré de chevauchement entre les études primaires examinées par les revues. Ce chevauchement de la littérature primaire constitue une force de la revue globale, puisqu'il aide à déterminer si les revues systématiques portant sur des questions similaires ont fait des observations semblables de façon indépendante et ont généralement tiré les mêmes conclusions. Or, ce chevauchement crée également un biais potentiel, attribuable à l'inclusion des mêmes études primaires dans de multiples revues, ce qui entraîne une surreprésentation possible d'une ou de plusieurs études. Ce biais potentiel est représenté à l'annexe C, où l'on constate un certain degré de chevauchement entre les publications examinées. Toute revue globale implique habituellement un chevauchement des études primaires, car les articles examinés traitent de questions de recherche semblables ou étroitement liées. De plus, comme l'approche de revue globale privilégie les RS et les RS-MA, la présente évaluation des risques s'est limitée à la leucémie infantile, au cancer du poumon et au cancer du sein. Cela n'exclut pas l'existence d'autres liens entre l'exposition à la PACA et des types de cancer qui n'ont pas été évalués dans les RS ou les RS-MA trouvées et qui, par conséquent, n'ont pas été abordés dans la présente évaluation des risques.

Aux fins de cette évaluation, les données d'études biologiques provenaient également d'une revue globale et d'une revue des évaluations existantes publiées par Santé Canada, le HEI, l'EPA et le CIRC. La documentation primaire incluse dans la revue systématique a été publiée en 2018 ou avant, et les autres évaluations ont été publiées entre 2010 et 2019. Aucune revue détaillée n'a été effectuée au sujet de la documentation mécaniste publiée depuis la réalisation de ces évaluations ou depuis la publication des revues systématiques. Par conséquent, la compréhension des mécanismes par lesquels l'exposition à la PACA peut mener à la cancérogenèse pourrait être plus avancée que ce qui est décrit dans la présente évaluation. D'après les données biologiques examinées dans le cadre de l'évaluation des risques, quelques mécanismes d'action potentiels ont été proposés pour expliquer la cancérogénicité de la PACA. D'autres recherches sur les mécanismes d'action aideraient à déterminer le ou les agents responsables parmi les composants de la PACA. Ces renseignements pourraient servir à la conception de politiques ou de programmes destinés à réduire ou à atténuer l'exposition à un ou plusieurs polluants précis.

Références

Annexes

Annexe A. Stratégie de recherche plus précisepour la mise à jour de la documentation

Embase

Bases de données : Embase, de l'année 1974 au 25 septembre 2019

Stratégie de recherche :

No RecherchesNote de bas de page a Résultats
1 gaz d'échappement/ 18 630
2 exp véhicule motorisé/ 38 851
3 conduite automobile/ 14 113
4 exp circulation automobile/ 130 515
5 circulation et transport/ 13 988
6 oxyde d'azote/ 10 419
7 dioxyde d'azote/ 11 583
8 moNOxyde de carbone/ 35 153
9 dioxyde de carbone/ 89 053
10 ozone/ 26 887
11 composé organique volatil/ 16 854
12 carbone noir/ 2 337
13 matières particulaires/ 40 230
14 exp hydrocarbure aromatique polycyclique/ 72 758
15 exp pollution atmosphérique/ 147 415
16 ((distanc* or proximit*) adj3 (circulation automobile* ou route* ou autoroute* ou voie réservée*)).tw,kw. 2 224
17 exposition à la circulation automobile*.tw,kw. 344
18 émanation/ 2 038
19 ((automobil* ou autocar* ou autobus* ou motor* ou véhic* ou taxi* ou diesel* ou essence* ou moteur? ou camion* ou voiture ou voitures ou bus ou autoroute* ou route* ou stationnement* ou circulation automobile*) adj4 (échappement? ou émission* ou pollut* ou vapeur* ou volatil* ou effluve* ou fumée? ou émanation? ou brume? ou smog* ou oxyde* d'azote ou NOx ou 11104-93-1 ou moNOxyde* de carbone ou 630-08-0 ou dioxyde de carbone ou 124-38-9 ou composés organiques volatils ou COV ou nitrate de peroxyacétyle ou 2278-22-0 ou hydrocarbure* aromatique* polycyclique* ou arène* ou HAP ou hydrocarbure* polyaromatique* ou hydrocarbure* polycyclique* aromatique*)).tw,kw. 20 438
20 1 ou ((ou/2-5) et (ou/6-18)) ou 19 [PACA] 32 802
21 exp santé/ 656 611
22 santé publique/ 166 553
23 "maladie physique par étiologie et pathogenèse"/ ou maladie aiguë / ou exp aplasie/ ou exp ascite/ ou exp atrophie/ ou exp saignement/ ou exp calcification/ ou exp canalopathie/ ou trouble d'origine chimique/ ou exp maladie chronique/ ou exp complication/ ou maladie grave/ ou exp kyste/ ou exp malformation/ ou exp dégénérescence/ ou exp diverticulite/ ou exp dysplasie/ ou exp dystrophie/ ou exp tissu ectopique/ ou exp œdème/ ou exp épanchement/ ou exp emphysème/ ou maladie endémique/ ou maladie environnementale/ ou épidémie/ ou exp fibrose/ ou exp fistule/ ou exp "troubles génétiques et familiaux"/ ou exp guérison insuffisante/ ou exp hernie/ ou exp hyperplasie/ ou exp hypertrophie/ ou exp hypoplasie/ ou exp hypotrophie/ ou exp maladie iatrogénique/ ou maladie idiopathique/ ou exp infection/ ou exp inflammation/ ou exp ischémie/ ou exp "lésions et malformations"/ ou exp malnutrition/ ou exp métaplasie/ ou exp nécrose/ ou maladie négligée/ ou néointima/ ou exp néoplasie/ ou exp "néovascularisation (pathologie)"/ ou maladie non transmissible/ ou exp maladie professionnelle/ ou pandémie/ ou exp pseudo-tumeur/ ou maladie rare/ ou maladie récurrente/ ou rechute/ ou réaction de réversion/ ou exp sclérose/ ou exp "sténose, occlusion et obstruction"/ ou exp formation de calculs/ ou exp thésaurismose/ ou exp enflure/ ou syndrome/ ou maladie systémique/ ou maladie terminale/ ou exp thromboembolie/ ou exp torsion/ ou exp "toxicité et intoxication"/ ou exp ulcère/ 13 520 378
24 exp maladie mentale/ 2 080 019
25 maladie physique/ ou exp maladie physique par structure anatomique/ ou exp maladie physique par fonction de l'organisme/ ou exp "maladie physique par composition des liquides corporels, des déjections et des sécrétions"/ ou exp maladie physique par âge de développement/ 16 871 752
26 maladies/ 145 567
27 exp mortalité/ 1 016 331
28 risque de mortalité/ 15 114
29 exp épidémiologie/ 3 237 378
30 exp surveillance épidémiologique/ 1 847
31 exp données épidémiologiques/ 3 279 540
32 santé environnementale/ 29 975
33 génotoxicité/ 32 248
34 dommage génétique/ 2 166
35 activité mutagène/ 2 573
36 mutagénicité/ 18 722
37 exp développement postnatal/ 68 731
38 exp toxicité/ 659 919
39 exp fonctions biologiques/ 22 276 304
40 santé environnementale/ 29 975
41 stress environnemental/ 8 931
42 "qualité de vie"/ 442 386
43 hospitalisation/ ou admission à l'hôpital/ 506 557
44 (ÉIQ ou écart interquartile*).tw,kw. 120 683
45 ((population* ou humain* ou citoyen* ou nation* ou public ou communaut* ou individu* ou personne* ou homme ou femme* ou enfant* ou bas âge ou nouveau-né* ou néonat* ou bébé* ou adolescen* ou préadolescen* ou prépub* ou adult* ou aîné* ou personne* âgée*) adj3 (santé* ou maladie*)).tw,kw. 1 347 360
46 ou/21-45 [effets sur la santé] 28 558 492
47 limiter 46 à ((anglais ou français) et année = "2000 – aujourd'hui") 18 118 554
48 20 et 47 [PACA + santé chez l'humain] 16 072
49 limiter 48 à humain 8 395
50 (humain* ou personne* ou homme? ou femme ou enfant* ou bas âge* ou nouveau-né* ou néonat* ou bébé ou adolescen* ou pré-adolescen* ou prépub* ou adulte* ou aîné* ou personne* âgée*).tw,kw. 9 087 645
51 exp humain/ 20 203 276
52 48 and (50 ou 51) 9 901
53 non humain/ 5 965 543
54 48 sauf 53 13 378
55 49 ou 52 ou 54 14 540
56 limiter 55 à statut de résumé de conférence 1 851
57 55 sauf 56 12 689
58 57 et (2000* ou 2001* ou 2002* ou 2003* ou 2004* ou 2005* ou 2006* ou 2007* ou 2008* ou 2009* ou 2010* ou 2011* ou 2012* ou 2013* ou 2014* ou 2015* ou 2016* ou 2017* ou "201801" ou "201802" ou "201803").dd,dc. [résultats obtenus auparavant] 10 854
59 exp tumeur maligne/ 3 260 320
60 exp "oncogenèse et transformation maligne"/ 847 628
61 exp "précancer et cancer in situ"/ 83 623
62 exp paramètres oncologiques/ 1 259 931
63 exp diagnostic de cancer/ 561 504
64 registre du cancer/ ou tests de cancérigènes/ 35 180
65 (adamantinome* ou adénoacanthome* ou adénocanthome* ou adénocarcinome* ou adénomatose* ou adénomyoépithéliome* ou adénomyome* ou adénosarcome* ou esthésioneuroblastome* ou améloblastome* ou androblastome* ou angioblastome* ou angioendothéliome* ou angiofibrosarcome* ou angiosarcome* ou argentaffinome* ou arrhénoblastome* ou astroblastome* ou astrocytome* ou astrogliome* ou baltome ou basilome* ou basaliome* ou blastome? ou Buschke-Lowenstein ou cancer* ou carcinogène* ou carcinoïde? ou carcinome* ou carcinosarcome* ou chlorome* ou cholangiocarcinome* ou cholangiohépatome* ou cholangiosarcome* ou chondroblastome* ou chondrosarcome* ou chorioadénome* ou chorioangiome ou choriocarcinome* ou chorioépithéliome* ou chorionépithéliome* ou comédocarcinome* ou cystadénocarcinome* ou cystosarcome* ou dermatofibrosarcome* ou diktyome* ou dysgerminome* ou ectomésenchymome* ou épendymoblastome* ou érythroleucémie* ou érythroplasie* ou esthésioneuroblastome* ou esthésioneuroépithéliome*. ou fibroadénosarcome* ou fibrochondrosarcome* ou fibroépithéliome* ou fibroliposarcome* ou fibrosarcome* ou fibroxanthome* ou fibroxanthosarcome* ou ganglioblastome* ou ganglioneuroblastome* ou glioblastome* ou gliomatose* ou gliosarcome* ou hémangioblastome* ou hémangiopéricytome* ou hémangiosarcome* ou hémangioblastome* ou hémangioendothéliome* ou hémangioendothéliosarcome* ou hémangiopéricytome* ou hépatoblastome* ou hépatocarcinome* ou hépatocholangiocarcinome* ou hépatome? ou hodgkin* ou hypernéphrome* ou immunocytome* ou kératoacanthome* ou léiomyosarcome* ou leucémie* ou liposarcome* ou lymphome? ou lymphangiosarcome* ou lymphoépithéliome* ou macroglobulinémie* ou maligne* ou malin* ou maltome* ou médulloblastome* ou médullomyoblastome* ou mélanoaméloblastome* ou mélanome* ou méningioblastome* ou mésenchymome* ou mésonéphrome* ou mésothéliome* ou métasta* ou microgliome* ou myélodysplas* ou myélome* ou myélomatose* ou myéloproliférat* ou myosarcome* ou myxoliposarcome* ou néphroblastome* ou neuroblastome* ou neurofibrosarcome* ou non hodgkin* ou non-séminome* ou oligodendrogliome* ou oncocytome* ou oncogène* ou oncolog* ou orchioblastome* ou ostéoblastome* ou ostéochondrosarcome* ou ostéofibrosarcome* ou ostéosarcome* ou pancréatoblastome* ou paragangliome* ou paranéoplasique ou blastome pinéal* ou pinéaloblastome* ou pinéoblastome* ou pneumoblastome* ou polyembryome* ou polyhistiome* ou porocarcinome* ou précancer* ou préleucémie* ou préleucémie* ou prémalin* ou prénéoplasique* ou réticuloendothéliome* ou rétinoblastome* ou rhabdomyosarcome* ou rhabdosarcome* ou sarcome* ou séminome* ou somatostatinome* ou tératocarcinome* ou waldenström* ou xanthosarcome*).tw,kw. 4 205 268
66 exp mutagenèse/ 115 253
67 activité mutagène/ 2 573
68 exp dommage génétique/ 168 775
69 génotoxicité/ 32 248
70 (génotox* ou nanogénotox* ou mutagén*).tw,kw. 164 928
71 ((gène* ou génomique* ou adn ou chromosom*) adj3 (dommage* ou réparation* ou adduit? aberrat* ou cassure* ou fragment* ou perte* ou non-disjonction* ou nécro* ou apoptose* ou cytostase*)).tw,kw. 357 914
72 (cassure* simple brin ou cassure* double brin ou mutation* ponctuelle* ou délétion* ponctuelle*).tw,kw. 54 626
73 (test* des comètes ou test* d'ames ou micronoyau* ou épreuve* MN ou test* MN).tw,kw. 31 735
74 ou/59-73 [Cancer + Génotox] 5 170 119
75 20 et 74 [TRAP + Cancer/Génotox] 4208
76 limiter 75 à ((anglais ou français) et année = "2000 – aujourd'hui") 2941
77 limiter 76 à humain 1942
78 76 et (50 ou 51) 2238
79 76 sauf 53 2348
80 77 ou 78 ou 79 [limiter à humain] 2700
81 limiter 80 à statut de résumé de conférence 352
82 80 sauf 81 2348
83 82 sauf 58 [nouveaux résultats seulement] 601
a

Veuillez noter que les recherches ont été faites en anglais et que la traduction est fournie à titre indicatif seulement pour faciliter la compréhension.

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Medline

Bases de données : Ovid MEDLINE®ALL, de l'année 1946 au 24 septembre 2019

Stratégie de recherche :

No RecherchesNote de bas de page a Résultats
1 émissions des véhicules/ 9 494
2 exp véhicules motorisés/ 19 935
3 transport/ 9 673
4 conduite automobile/ 18 350
5 stationnement/ 354
6 exp oxydes d'azote/ 109 686
7 moNOxyde de carbone/ 17 586
8 dioxyde de carbone/ 85 398
9 ozone/ 14 038
10 composés organiques volatils/ 8 399
11 suie/ 1 356
12 matières particulaires/ ou exp poussière/ ou smog/ 37 040
13 exp hydrocarbures aromatiques polycycliques/ 432 802
14 pollution atmosphérique/ ou pollution de l'air, intérieur/ 41 275
15 ((distanc* ou proximit*) adj3 (circulation automobile* ou route* or autoroute* ou voie réservée*)).tw,kf. 1 703
16 exposition à la circulation automobile*.tw,kf. 255
17 ((automobil* ou autocar* ou autobus* ou motor* ou véhic* ou taxi* ou diesel* ou essence* ou moteur? ou camion* ou voiture ou voitures ou bus ou autoroute* ou route* ou stationnement* ou circulation automobile*) adj4 (échappement? ou émission* ou pollut* ou vapeur* ou volatil* ou effluve* ou fumée? ou émanation? ou brume? ou smog* ou oxyde* d'azote ou NOx ou 11104-93-1 ou moNOxyde* de carbone ou 630-08-0 ou dioxyde de carbone ou 124-38-9 ou composés organiques volatils ou COV ou nitrate de peroxyacétyle ou 2278-22-0 ou hydrocarbure* aromatique* polycyclique* ou arène* ou HAP ou hydrocarbure* polyaromatique* ou hydrocarbure* polycyclique* aromatique*)).tw,kf. 13 263
18 1 ou ((ou/2-5) et (ou/6-16)) ou 17 [PACA] 17 743
19 exp santé/ 345 756
20 exp "maladies (non mesh)"/ 14 374 936
21 exp troubles mentaux/ 1 191 963
22 exp morbidité/ 526 606
23 exp mortalité/ 365 366
24 exp épidémiologie/ 26 066
25 surveillance épidémiologique/ 6 721
26 exp "croissance et développement"/ 1 360 569
27 "qualité de vie"/ 181 498
28 exp hospitalisation/ 225 809
29 (ÉIQ or écart interquartile*).tw,kf. 57 729
30 (santé* ou maladie* ou mortalit* ou morbidit* ou trouble* ou malad*).tw,kf. 6 964 210
31 ou/19-30 [effets sur la santé] 17 659 998
32 limiter 31 à ((anglais ou français) et année = "2000 – aujourd'hui") 9 229 392
33 18 et 32 [PACA + santé chez l'humain] 6 455
34 limiter 33 à humain 4 465
35 (humain* ou personne* ou homme? ou femme ou enfant* ou bas âge* ou nouveau-né* ou néonat* ou bébé ou adolescen* ou pré-adolescen* ou prépub* ou adult* ou personne âgée*).tw,kf. 7 256 656
36 exp humain/ 17 993 869
37 33 et (34 ou 35) 5 192
38 exp modèles animaux/ 545 272
39 exp expérience sur les animaux/ 9 168
40 33 sauf (37 ou 38) 1 193
41 34 ou 37 ou 40 6 385
42 41 et ((2000* ou 2001* ou 2002* ou 2003* ou 2004* ou 2005* ou 2006* ou 2007* ou 2008* ou 2009* ou 2010* ou 2011* ou 2012* ou 2013* ou 2014* ou 2015* ou 2016* ou 2017* ou "201801" ou "201802" ou "201803").ed. ou (2000* ou 2001* ou 2002* ou 2003* ou 2004* ou 2005* ou 2006* ou 2007* ou 2008* ou 2009* ou 2010* ou 2011* ou 2012* ou 2013* ou 2014* ou 2015* ou 2016* ou 2017* ou "2018 01" ou "2018 02" ou "2018 03").dt.) [articles obtenus auparavant] 5 531
43 exp Tumeurs/ 3 219 339
44 Tests de cancérogénicité/ 4 551
45 exp carcinogenèse/ ou exp métastase de néoplasme/ 281 168
46 (adamantinome* ou adénoacanthome* ou adénocanthome* ou adénocarcinome* ou adénomatose* ou adénomyoépithéliome* ou adénomyome* ou adénosarcome* ou esthésioneuroblastome* ou améloblastome* ou androblastome* ou angioblastome* ou angioendothéliome* ou angiofibrosarcome* ou angiosarcome* ou argentaffinome* ou arrhénoblastome* ou astroblastome* ou astrocytome* ou astrogliome* ou baltome ou basilome* ou basaliome* ou blastome? ou Buschke-Lowenstein ou cancer* ou carcinogène* ou carcinoïde? ou carcinome* ou carcinosarcome* ou chlorome* ou cholangiocarcinome* ou cholangiohépatome* ou cholangiosarcome* ou chondroblastome* ou chondrosarcome* ou chorioadénome* ou chorioangiome ou choriocarcinome* ou chorioépithéliome* ou chorionépithéliome* ou comédocarcinome* ou cystadénocarcinome* ou cystosarcome* ou dermatofibrosarcome* ou diktyome* ou dysgerminome* ou ectomésenchymome* ou épendymoblastome* ou érythroleucémie* ou érythroplasie* ou esthésioneuroblastome* ou esthésioneuroépithéliome*. ou fibroadénosarcome* ou fibrochondrosarcome* ou fibroépithéliome* ou fibroliposarcome* ou fibrosarcome* ou fibroxanthome* ou fibroxanthosarcome* ou ganglioblastome* ou ganglioneuroblastome* ou glioblastome* ou gliomatose* ou gliosarcome* ou hémangioblastome* ou hémangiopéricytome* ou hémangiosarcome* ou hémangioblastome* ou hémangioendothéliome* ou hémangioendothéliosarcome* ou hémangiopéricytome* ou hépatoblastome* ou hépatocarcinome* ou hépatocholangiocarcinome* ou hépatome? ou hodgkin* ou hypernéphrome* ou immunocytome* ou kératoacanthome* ou léiomyosarcome* ou leucémie* ou liposarcome* ou lymphome? ou lymphangiosarcome* ou lymphoépithéliome* ou macroglobulinémie* ou maligne* ou malin* ou maltome* ou médulloblastome* ou médullomyoblastome* ou mélanoaméloblastome* ou mélanome* ou méningioblastome* ou mésenchymome* ou mésonéphrome* ou mésothéliome* ou métasta* ou microgliome* ou myélodysplas* ou myélome* ou myélomatose* ou myéloproliférat* ou myosarcome* ou myxoliposarcome* ou néphroblastome* ou neuroblastome* ou neurofibrosarcome* ou non hodgkin* ou non-séminome* ou oligodendrogliome* ou oncocytome* ou oncogène* ou oncolog* ou orchioblastome* ou ostéoblastome* ou ostéochondrosarcome* ou ostéofibrosarcome* ou ostéosarcome* ou pancréatoblastome* ou paragangliome* ou paranéoplasique ou blastome pinéal* ou pinéaloblastome* ou pinéoblastome* ou pneumoblastome* ou polyembryome* ou polyhistiome* ou porocarcinome* ou précancer* ou préleucémie* ou prémalin* ou prénéoplasique* ou réticuloendothéliome* ou rétinoblastome* ou rhabdomyosarcome* ou rhabdosarcome* ou sarcome* ou séminome* ou somatostatinome* ou tératocarcinome* ou waldenström* ou xanthosarcome*). tw,kw,kf. 3 173 485
47 exp mutagenèse/ 238 648
48 exp dommages à l'ADN/ 93 347
49 exp. tests de mutagénicité/ 28 656
50 (génotox* ou nanogénotox* ou mutagén*).tw,kw,kf. 138 221
51 ((gène* ou génomique* ou adn ou chromosom*) adj3 (dommage* ou réparation* ou adduit? aberrat* ou cassure* ou fragment* ou perte* ou non-disjonction* ou nécro* ou apoptose* ou cytostase*)).tw,kw,kf. 291 773
52 (cassure* simple brin ou cassure* double brin ou mutation* ponctuelle* ou délétion* ponctuelle).tw,kw,kf. 43 988
53 (test* des comètes ou test* d'ames ou micronoyau* ou épreuve* MN ou test* MN).tw,kw,kf. 25 002
54 ou 43-53 [Cancer + Génotox] 4 528 506
55 18 et 54 [PACA+ Cancer/Génotox] 2 798
56 limiter 55 à ((anglais ou français) et année = "2000 – aujourd'hui") 1 833
57 limiter 56 à humain 1 211
58 56 et (34 ou 35) 1 364
59 56 sauf (37 ou 38) 687
60 57 ou 58 ou 59 [humain] 1 827
61 60 sauf 42 707
a

Veuillez noter que les recherches ont été faites en anglais et que la traduction est fournie à titre indicatif seulement pour faciliter la compréhension.

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Annexe B. Tableau d'évaluation de la qualité des études utilisant l'outil d'évaluation AMSTAR 2 adapté aux études d'épidémiologie environnementale

Revues systématiques et RS-MA portant sur la leucémie infantile Revues systématiques et RS-MA portant sur les cancers chez l'adulte
Raaschou-Nielsen et Reynolds 2006 Boothe 2008 Pyatt et Hays 2010 Boothe et coll. 2014Note de bas de page a Sun et coll. 2014Note de bas de page a Filippini et coll. 2015Note de bas de page a Carlos-Wallace et coll. 2016Note de bas de page a Filippini et coll. 2019Note de bas de page a Gong et coll. 2019Note de bas de page a Brugge et coll. 2007 Tsoi et Tse 2012Note de bas de page a Chen et coll. 2015Note de bas de page a Hamra et coll. 2015Note de bas de page a White et coll. 2018 Deng et coll. 2019 Sahay et coll. 2019
1. Les auteurs de la revue ont-ils utilisé une stratégie de recherche documentaire exhaustive? 0,5 0 1 0,5 0,5 0 1 1 1 0 1 1 0,5 0,5 0,5 0,5
2. Les auteurs de la revue ont-ils fourni une description adéquatement détaillée des études incluses? 1 1 0,5 1 1 1 1 1 0 0 1 1 1 1 0 0,5
3. Les auteurs ont-ils eu recours à une technique satisfaisante pour évaluer la qualité de l'étude ou évaluer le risque de biais (RB) de chaque étude incluse dans la revue? 0,5 0 0 0,5 1 1 0 1 0 0 1 1 0,5 0 0 0
4. Les auteurs de la revue ont-ils tenu compte de la qualité de l'étude ou du RB de chaque étude lors de l'interprétation ou de la description des résultats de la revue? 1 0 0 1 1 0,5 0 0,5 0 0 1 1 0 0 0 0
5. Les auteurs de la revue ont-ils fourni une explication satisfaisante et une description de toute hétérogénéité observée dans les résultats de la revue, le cas échéant? 0,5 0,5 0 1 1 1 0,5 0,5 1 0,5 1 0 1 0,5 0 0
6. Si une méta-analyse a été effectuée, les auteurs ont-ils utilisé les méthodes appropriées pour le regroupement statistique des résultats? S.O. S.O. S.O. 1 1 1 1 1 1 S.O. 1 1 1 S.O. S.O. S.O.
7. Si une méta-analyse a été effectuée, les auteurs de la revue ont-ils évalué l'éventuelle incidence de la qualité de l'étude ou du RB de chaque étude sur les résultats de la méta-analyse ou de la synthèse des données probantes? S.O. S.O. S.O. 1 1 1 0 1 0 S.O. 1 1 0 S.O. S.O. S.O.
8. S'ils ont effectué une synthèse quantitative, les auteurs de la revue ont-ils mené une enquête adéquate sur le biais public (biais des petites études) et discuté de son incidence probable sur les résultats de la revue? S.O. S.O. S.O. 1 1 1 1 1 0,5 S.O. 1 0,5 1 S.O. S.O. S.O.
Note totale 3,5Note de bas de page c 1,5Note de bas de page d 1,5Note de bas de page d 7Note de bas de page b 7,5Note de bas de page b 6,5Note de bas de page b 4,5Note de bas de page c 7Note de bas de page b 3,5Note de bas de page c 0,5Note de bas de page d 8Note de bas de page b 6,5Note de bas de page b 5Note de bas de page c 2Note de bas de page c 0,5Note de bas de page d 1Note de bas de page d

S.O. = sans objet
a

Revue systématique avec méta-analyse (RS-MA).

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b

Qualité élevée (RS-MA : 6–8; revues systématiques : 4–5);

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c

Qualité moyenne (SR-MA : 3–5,5; revues systématiques : 2–3,5)

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d

Faible qualité (RS-MA : moins de 3; revues systématiques : moins de 2)

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Annexe C. Liste des études citées dans les revues incluses dans cette évaluation

Les sections C.1., C.2. et C.3. renferment une liste des études citées dans les revues systématiques incluses dans la présente évaluation pour la leucémie infantile et le cancer du poumon, ainsi que les données biologiques issues des revues systématiques. Aucune liste de ce genre n'a été dressée pour le cancer du sein, car une seule revue systématique a été relevée pour ce cancer au cours de l'évaluation.

C.1. Leucémie infantile

Tableau C.1. Liste des études citées dans les revues incluses dans l'évaluation pour la leucémie infantile
Auteur(s), année Publication Méthodologie Mesure de la PACA Nombre de fois où l'article a été cité Revues systématiques incluant une méta-analyse (RS-MA) Revues systématiques sans méta-analyse
Filippini et coll. 2019 Gong et coll. 2019 Carlos-Wallace et coll. 2016 Filippini et coll. 2015 Sun et coll. 2014 Booth et coll. 2014 Raaschou-Nielsen et Reynolds 2006
Raaschou-Nielsen et coll., 2018 Int J Cancer Cas-témoins Benzène 1 X - - - - - -
Tamayo-Uria et coll., 2018 Environ Int Cas-témoins Densité de la circulation 1 X - - - - - -
Janitz et coll., 2017 Environ Res Cas-témoins Benzène 2 X X - - - - -
Lavigne et coll., 2017 Environ Int Cohorte NO2, PM2,5 1 X - - - - - -
Janitz et coll., 2016 Environ Res Cas-témoins Densité de la circulation, NO2 2 X X - - - - -
Magnani et coll., 2016 Arch Med Res Cas-témoins Densité de la circulation 1 X - - - - - -
Symanski et coll., 2016 Environ Health Cas-témoins Benzène, 1,3-butadiène, matières organiques polycycliques 1 X - - - - - -
Houot et coll., 2015 Am J Epidemiol Cas-témoins Densité de la circulation, NO2, benzène 2 X X - - - - -
Spycher et coll., 2015 Eur J Epidemiol Cohorte Distance des routes à circulation dense 1 X - - - - - -
Heck et coll., 2014 Int J Hyg Environ Health Cas-témoins HAP, benzène, etc. 4 X X X X - - -
Badaloni et coll., 2013 Occup Environ Med Cas-témoins Densité de la circulation, NO2, PM10, O3, PM2,5 4 X X X X - - -
Ghosh et coll., 2013 Am J Epidemiol Cas-témoins NO, NO2, NOx 3 X X - X - - -
Heck et coll., 2013 Environ Health Perspect Cas-témoins Densité de la circulation, CO, PM2,5 4 X X - X X - -
Vinceti et coll., 2012 Eur J Epidemiol Cas-témoins Benzène, PM10 4 X X X X - - -
Amigou et coll., 2011 Environ Health Perspect Cas-témoins Densité de la circulation, NO2 6 X X X X X X -
Bräuner et coll., 2010 Cancer Causes Control Cas-témoins Densité de la circulation, radon 1 - - - - X - -
Rahman et coll., 2008 Asian Pac J Cancer Prev Cas-témoins Densité de la circulation 1 X - - - - - -
Von Behren et coll., 2008 Cancer Epidemiol Biomarkers Prev Cas-témoins Densité de la circulation 5 X X - X X X -
Weng et coll., 2008 J Toxicol Environ Health A Cas-témoins NO2 3 X X - X - - -
Whitworth et coll., 2008 Environ Health Perspect Écologique Benzène, 1,3-butadiène 2 - - X X - - -
Crosignani et coll., 2004 Int J Cancer Cas-témoins Densité de la circulation, benzène 7 X X X X X X X
Reynolds et coll., 2004 Epidemiology Cas-témoins Circulation et densité des routes 6 X X - X X X X
Steffen et coll., 2004 Occup Environ Med Cas-témoins Densité de la circulation 6 X X X X - X X
Visser et coll., 2004 Cancer Causes Control Écologique Densité de la circulation 4 X - X - - X X
Langholz et coll., 2002 Ann Epidemiol Cas-témoins Densité de la circulation 7 X X X X X X X
Reynolds et coll., 2002 Cancer Causes Control Écologique Densité des véhicules 3 - - - X X - X
Raaschou-Nielsen et coll., 2001 Am J Epidemiol Cas-témoins Densité de la circulation, benzène, NO2 7 X X X X X X X
Reynolds et coll., 2001 Bioelectromagnetics Cas-témoins Densité de la circulation 3 X X - - X - -
Pearson et coll., 2000 J Air Waste Manag Assoc Cas-témoins Densité de la circulation 3 X X X - - - -
Harrison et coll., 1999 Occup Environ Med Écologique Densité de la circulation 5 X X X X - - X
Feychting et coll., 1998 Scand J Work Environ Health Cas-témoins NO2 4 X X - X - - X
Nordliner et Jarvholm, 1997 Int Arch Occup Environ Health Écologique Densité des voitures 1 - - - X - - -
Alexander et coll., 1996 Paediatr Perinat Epidemiol Écologique Propriété automobile 1 - - - X - - -
Savitz et Feingold, 1989 Scand J Work Environ Health Cas-témoins Densité de la circulation 6 X X - X X X X

X : Citées
- : Non-citées

C.2. Cancer du poumon

Tableau C.2. Liste des études citées dans les revues incluses dans l'évaluation pour le cancer du poumon

Auteur(s), année Publication Méthodologie Mesure de la PACA Nombre de fois où l'article a été cité Revues systématiques qui comprennent une méta-analyse (RS-MA)
Chen et coll. 2015 Hamra et coll. 2015 Tsoi et Tse 2012
Puett et coll., 2014 Environ Health Perspect Cohorte NO2, distance par rapport aux routes 1 - X -
Villeneuve et coll., 2014 Am J Epidemiol Cas-témoins NO2 1 - X -
Carey et coll., 2013 Am J Respir Crit Care Med Cohorte NO2 1 - X -
Cesaroni et coll., 2013 Environ Health Perspect Cohorte NO2, distance par rapport aux routes, densité de la circulation, PM2,5 2 X X -
Heinrich et coll., 2013 Occup Environ Med Cohorte NO2, distance par rapport aux routes 1 - X -
Hystad et coll., 2013 Epidemiology Cas-témoins NO2, distance par rapport aux routes, PM2,5, O3 2 X X -
Jerrett et coll., 2013 Am J Respir Crit Care Med Cohorte NO2, PM2,5, O3 1 X - -
Raaschou-Nielsen et coll., 2013 Lancet Oncol Cas-témoins NOx, densité de la circulation, PM10, PM2,5, NO2 2 X X -
Yorifuji et coll., 2013 Sci Total Environ Cohorte NO2 2 X X -
Cao et coll., 2011 J Hazard Mater Cohorte NOx, SO2, total des particules en suspension 2 X X -
Hart et coll., 2011 Am J Respir Crit Care Med Cohorte NO2 1 - X -
Katanoda et coll., 2011 J Epidemiol Cohorte NO2 1 - X -
Lipsett et coll., 2011 Am J Respir Crit Care Med Cohorte NO2 1 - X -
Raaschou-Nielsen et coll., 2011 Environ Health Perspect Cas-témoins NO2, distance par rapport aux routes, densité de la circulation 1 - X -
Birdsey et coll., 2010 AAOHN J Cohorte Camionneurs 2 X - X
Consonni et coll., 2010 Am J Epidemiol Cas-témoins Chauffeurs d'autobus et camionneurs 2 X - X
Merlo et coll., 2010 Occup Environ Med Cohorte Chauffeurs d'autobus 2 X - X
Petersen et coll., 2010 Am J Ind Med Cohorte Chauffeurs d'autobus 1 X - -
Raaschou-Nielsen et coll., 2010 Cancer Epidemiol Biomarkers Prev Cohorte NOx 1 - X -
Krewski et coll., 2009 Rep Res Health Eff Inst Cohorte NO2 1 - X -
Beelen et coll., 2008 Epidemiology Cohorte NO2, distance par rapport aux routes, densité de la circulation, fumée noire, SO2, PM2,5 2 X X -
Garshick et coll., 2008 Environ Health Perspect Cohorte Conducteurs de longue distance 2 X - X
Laden et coll., 2007 Environ Health Perspect Cohorte Conducteurs combinés 1 - - X
Laden et coll., 2006 Am J Respir Crit Care Med Cohorte PM2,5 1 X - -
Richiardi et coll., 2006 Ann Oncol Cas-témoins Conducteurs professionnels et conducteurs de véhicules de transport 2 X - X
Vineis et coll., 2006 Int J Cancer Cas-témoins NO2, PM10, SO2 1 X - -
Filleul et coll., 2005 Occup Environ Med Cohorte NO2, SO2, total des particules en suspension, NO, fumée noire 2 X X -
Jerrett et coll., 2005 Epidemiology Cohorte PM2,5 1 X - -
Richiardi et coll., 2004 Cancer Causes Control Cas-témoins Chauffeurs d'autobus et camionneurs 1 - - X
Elci et coll., 2003 Monaldi Arch Chest Dis Cas-témoins Conducteurs non précisés 2 X - X
Jarvholm et Silverman, 2003 Occup Environ Med Cohorte Camionneurs 2 X - X
Menvielle et coll., 2003 Occup Environ Med Cas-témoins Chauffeurs d'autobus, de camions et de camionnettes 1 - - X
Nafstad et coll., 2003 Thorax Cohorte NOx, SO2 2 X X -
Soll-Johanning et coll., 2003 Occup Med (Lond) Cas-témoins Chauffeurs d'autobus ou employés de tramway 2 X - X
Pope et coll., 2002 JAMA Cohorte PM2,5 1 X - -
Bruske-Hohlfeld et coll., 2000 Am J Epidemiol Cas-témoins Conducteurs professionnels 1 - - X
Nyberg et coll., 2000 Epidemiology Cas-témoins NO2, SO2 2 X X -
Abbey et coll., 1999 Am J Respir Crit Care Med Cohorte NO2 1 - X -
Aronson et coll., 1999 Occup Environ Med Cohorte Camionneurs 1 - - X
Bruske-Hohlfeld et coll., 1999 Am J Ind Med Cas-témoins Conducteurs professionnels 1 X - -
Pezzotto et Poletto, 1999 Am J Ind Med Cas-témoins Chauffeurs non précisés 2 X - X
Hansen et coll., 1998 Occup Environ Med Cas-témoins Chauffeurs de camions, d'autobus, de taxi et non précisés 2 X - X
Jockel et coll., 1998 Int J Epidemiol Cas-témoins Camionneurs 1 - - X
Muscat et coll., 1998 Environ Res Cas-témoins Conducteurs non précisés 2 X - X
Soll-Johanning et coll., 1998 Occup Environ Med Cohorte Chauffeurs d'autobus, employés de tramway 1 - - X
Jakobsson et coll., 1997 Occup Environ Med Cohorte Chauffeurs de taxi, camionneurs de longue et de courte distance 2 X - X
Borgia et coll., 1994 Am J Ind Med Cohorte Chauffeurs de taxi 1 X - -
Alfredsson et coll., 1993 Int J Epidemiol Cohorte Chauffeurs d'autobus 1 X - -
Burns et Swanson, 1991 Am J Ind Med Cas-témoins Chauffeurs non précisés 1 X - -
Boffetta et coll., 1990 Am J Ind Med Cas-témoins Camionneurs 1 X - -
Steenland et coll., 1990 Am J Public Health Cas-témoins Chauffeurs de longue et de courte distance 1 X - -
Hayes et coll., 1989 Am J Ind Med Cas-témoins Chauffeurs de camions, d'autobus, de taxi et chauffeurs privés 1 X - -
Paradis et coll., 1989 Int J Epidemiol Cohorte Chauffeurs d'autobus 1 X - -
Boffetta et coll., 1988 Am J Ind Med Cohorte Camionneurs 1 X - -

X : Citées
- : Non-citées

C.3. Données biologiques issues des revues systématiques

Tableau C.3. Liste des études citées dans les revues incluses dans l'évaluation en ce qui a trait aux données biologiques issues des revues systématiques
Auteur(s), année Publication Nombre de fois où l'article a été cité Revues systématiques sans méta-analyse
Gromadzinska et Wasowicz 2019 Sahay et coll. 2019 DeMarini 2013
Barnes et coll., 2018 Int J Environ Res Public Health 1 X - -
Callahan et coll., 2018 Environ Res 1 - X -
Shraideh et coll., 2018 Int J Occup Med Environ Health 1 X - -
Barth et coll., 2017 Environ Sci Pollut Res Int 1 X - -
Gruzieva et coll., 2017 Environ Health Perspect 1 - X -
Lai et coll., 2017 Sci Total Environ 1 X - -
Plusquin et coll., 2017 Environ Int 1 - X -
Miller-Schultze et coll., 2016 J Environ Sci 1 X - -
White et coll., 2015 Cancer Causes Control 1 - X -
Goethel et coll., 2014 Mutat Res Genet Toxicol Environ Mutagen 1 X - -
Brucker et coll., 2013 Sci Total Environ 1 X - -
Prasad et coll., 2013 Inhal Toxicol 1 - - X
Ciarrocca et coll., 2012 J Environ Monit 1 X - -
Hou et coll., 2012 Environ Int 2 X - X
Huang et coll., 2012 PLoS One 1 - - X
Pettit et coll., 2012 Inhal Toxicol 1 - - X
Ayi-Fanou et coll., 2011 Environ Toxicol 1 - - X
Anbazhagan et coll., 2010 Int J Hum Genet 1 - - X
Han et coll., 2010 Chemosphere 1 X - -
Huang et coll., 2010 Inhal Toxicol 1 - - X
Li et coll., 2010 J Environ Occupat Med 1 - - X
McCracken et coll., 2010 Environ Health Perspect 1 - - X
Hallare et coll., 2009 Environ Monit Assess 1 - - X
Baccarelli et coll., 2009 Am J Respir Crit Care Med 1 - - X
Hoxha et coll., 2009 Environ Health 2 X - X
Li et coll., 2009 Sci Total Environ 1 X - -
Pederson et coll., 2009 Environ Res 1 - - X
Sree Devi et coll., 2009 Indian J Med Res 1 - - X
Wei et coll., 2009 Environ Sci Technol 1 - - X
Palli et coll., 2008 Sci Total Environ 1 - - X
Rossner et coll., 2008 Mutat Res 1 X - -
Villarini et coll., 2008 J Toxicol Environ Health A 1 - - X
Peretz et coll., 2007 Inhal Toxicol 1 - - X
Rossner et coll., 2007 Mutat Res 1 X - -
Ruchirawat et coll., 2007 Toxicol Lett 1 - - X
Tuntawiroon et coll., 2007 Carcinogenèse 1 - - X
Cavallo et coll., 2006 Toxicology 1 - - X
Manini et coll., 2006 Toxicol Lett 1 X - -
Soogarun et coll., 2006 Southeast Asian J Trop Med Public Health 1 - - X
Bai et coll., 2005 Carcinogen Teratogen Mutagen 1 - - X
Maffei et coll., 2005 Mutat Res 1 X - -
Vinzents et coll., 2005 Environ Health Perspect 1 - - X
Hansen et coll., 2004 Mutat Res 2 X - X
Chuang et coll., 2003 Chemosphere 2 X - X
Rahman et coll., 2003 Int Arch Occup Environ Health 1 - - X
Reidiker et coll., 2003 Environ Sci Technol 1 X - -
Zhu et coll., 2003 Chin J Ind Hyg Occup Dis 1 - - X
Burgaz et coll., 2002 Chemosphere 1 - - X
Palli et coll., 2001 Int J Cancer 1 - - X
Zagury et coll., 2000 Occup Environ Med 1 X - -
Chen et coll., 1999 J Hyg Res 1 - - X
Karahalil et coll., 1999 Mutat Res 1 - - X
Knudsen et coll., 1999 Cancer Epidemiol Biomarkers Prev 1 - - X
Loft et coll., 1999 Mutat Res 1 - - X
Peluso et coll., 1998 Cancer Epidemiol Biomarkers Prev 1 - - X
Zhao et coll., 1998 Mutat Res 1 - - X
Bolognesi et coll., 1997 Environ Mol Mutagen 1 - - X
Bolognesi et coll., 1997 Mutat Res 1 - - X
Merlo et coll., 1997 J Environ Pathol Toxicol Oncol 1 - - X
Chandrasekaran et coll., 1996 Hum Exp Toxicol 1 - - X
Nielsen et coll., 1996 Carcinogenesis 1 - - X
Nielsen et coll., 1996 Toxicol Lett 1 - - X
Yang et coll., 1996 Chem Biol Interact 1 - - X
Hou et coll., 1995 Carcinogenesis 1 - - X
Hemminki et coll., 1994 Carcinogenesis 1 - - X
Hemminki et coll., 1994 Toxicol Lett 1 - - X
Anwar et coll., 1988 Mutat Res 1 - - X

X : Citées
- : Non-citées

Annexe D. Tableau sommaire des revues d'études primaires incluses dans la revue globale

D.1. Leucémie infantile

Tableau D.1. Tableau sommaire des revues d'études primaires incluses dans la revue globale pour la leucémie infantile
Auteurs But et objectifs Période de recherche Nombre d'études primaires/répartition des études primaires Principaux résultats Conclusions des auteurs Autres considérations
Revues systématiques avec méta-analyses (RS-MA)
Sun et coll. 2014 SR-MA qui a examiné le lien entre la densité de la circulation locale et le risque de leucémie infantile 1979-2013

11 études, toutes incluses dans la méta-analyse (MA)

Études incluses dans la MA

  • 11 cas-témoins
  • 7 des États-Unis, 4 de l'Europe
  • 6 définissent la densité de la circulation selon le nombre de véhicules par jour, 3 selon le nombre de véhicules-milles parcourus par mille carré2, 1 selon les longueurs cumulatives des routes de classe 1 et 2 à moins de 500 m du lieu de résidence des sujets, 1 selon le nombre de véhicules par jour × le nombre de km de routes par km2
  • 4 portent sur la LAL/LANL, 1 sur la LAL/LAM, 1 sur la LAL et 5 sur des types de leucémie inconnus
  • 6 ont obtenu un score NOS de 7 ou 8 étoiles sur 9, 5 ont obtenu un score de 4 ou 5 étoiles sur 9
 Leucémie infantile et densité de la circulation : RC regroupé = 1,03 (IC à 95 % : 0,98–1,09); I2 = 63,3 %, p = 0,002 Aucun lien significatif entre la densité de la circulation et le risque de leucémie infantile; des conclusions similaires ont été tirées pour les analyses par sous-groupes.

AMSTAR 2 : Qualité supérieure

Extraction des données pour la MA : Les auteurs ont extrait les estimations de l'effet ajustées, mais n'ont pas indiqué s'il s'agissait des estimations de l'effet les plus ajustées ou non.

Évaluation de la qualité des études : Échelle NOS.

Facteurs de confusion : N'ont pas fourni de détails sur les ajustements faits pour tenir compte des facteurs de confusion dans les estimations de l'effet extraites.

Hétérogénéité : En présence d'hétérogénéité, ont utilisé le modèle à effets aléatoires (p < 0,05, I2> 50 %), sinon, ont appliqué le modèle à effets fixes. Ont utilisé le modèle à effets aléatoires.

Analyses par sous-groupes : Présentation d'analyses par sous-groupes selon la région d'étude (États-Unis, Europe), la durée de l'étude (< 10 ans, ≥ 10 ans), le score NOS (≥ 7, ≤ 6) et la définition de la densité de la circulation.

Analyses de sensibilité : Les études ont été exclues à tour de rôle; d'après les résultats, les estimations sommaires sont robustes.

Biais de publication : Peu d'indices d'un biais de publication; test de Begg (p = 0,15), test d'Egger (p = 0,068); le diagramme en entonnoir était symétrique.
Boothe et coll. 2014 RS-MA qui a examiné le lien entre l'exposition à la circulation à la résidence et le risque de cancers infantiles, en particulier la leucémie 1980-2011

9 études uniques, 8 incluses dans la MA, 1 utilisée dans les analyses de sensibilité seulement

Études incluses dans la MA :

  • 8 cas-témoins
  • 4 des États-Unis, 4 de l'Europe
  • 6 portaient sur les enfants de 0 à 14 ans au moment du diagnostic, 1 sur les enfants de 0 à 10 ans, et 1 sur les enfants de 0 à 4 ans
  • 7 études basées sur la population, 1 en milieu hospitalier
  • 3 ont utilisé des mesures liées à plusieurs routes et 5, des mesures liées à une seule route (dont 1, des données autodéclarées)
  • 5 ont évalué l'exposition à une seule résidence, 3 ont évalué l'exposition pendant diverses périodes d'exposition

Leucémie infantile et PACA : RC regroupé = 1,39 (IC à 95 % : 1,03–1,88); I2 = 57,4 %, p = 0,02

Leucémie infantile et PACA, période postnatale : RC regroupé = 1,53 (IC à 95 % : 1,12–2,10); I2 = 37,8 %, p = 0,14

Leucémie infantile et PACA, période prénatale : RC regroupé = 0,92 (IC à 95 % : 0,78–1,09); I2 = 0,0 %, p = 0,81

 L'exposition à la PACA pendant la période postnatale est liée à un risque accru de leucémie infantile, mais pas l'exposition pendant la période prénatale.

AMSTAR 2 : Qualité supérieure

Extraction des données pour la MA : Les auteurs ont utilisé l'estimation de l'effet avec la période d'exposition la plus longue et l'exposition à la circulation la mieux caractérisée, ont comparé la catégorie d'exposition la plus élevée à la catégorie d'exposition la plus faible, ont ajusté les données en fonction de la plupart des facteurs de confusion et n'ont pas fait d'ajustement pour la PACA mesurée ou modélisée (pour éviter un surajustement).

Évaluation de la qualité des études : Ont élaboré leur propre échelle de qualité des études (17 éléments) à l'aide d'échelles existantes et de facteurs méthodologiques propres à la revue.

Facteurs de confusion : Toutes les études ont été ajustées en fonction de l'âge et du sexe, certaines ont également été ajustées en fonction du SSE.

Hétérogénéité : Ont utilisé le modèle à effets aléatoires.

Analyses par sous-groupes : Présentation d'analyses stratifiées selon le lieu de l'étude, la période de l'étude, le type de mesure de l'exposition, la période d'exposition, le type de cancer, la prise en compte du SSE et la note de qualité de l'étude.

Analyse de sensibilité : Analyse de sensibilité en fonction du retrait d'une étude; les estimations de l'effet semblent robustes.

Biais de publication : Le diagramme en entonnoir fournit certaines indications d'un biais, et le test de Begg et de Mazumdar et le test d'Egger étaient significatifs (p = 0,02 et p < 0,01, respectivement). Toutefois, le calcul du nombre d'études additionnelles (fail-safe N) selon Orwin a indiqué que 19 études manquantes déclarant des effets nuls seraient nécessaires pour réduire le RC regroupé à 1,10.
Filippini et coll. 2015 RS-MA qui a examiné le lien entre l'exposition à long terme aux gaz d'échappement de la circulation automobile et le risque de leucémie infantile Jusqu'en juillet 2014

26 études, dont 18 incluses dans la MA

Études incluses dans la MA :

  • 18 cas-témoins
  • 9 des États-Unis, 8 de l'Europe, 1 de Taïwan
  • 13 portaient sur les enfants de 0 à 14-15 ans ou de 0 à 10 ans, et 5 sur les enfants de 0 à 6 ans
  • 14 ont utilisé des registres nationaux ou régionaux du cancer, 4 ont utilisé des registres d'hôpitaux ou des certificats de décès
  • 8 ont utilisé la résidence au moment du diagnostic, 6 la résidence à la naissance, 1 la résidence occupée le plus longtemps, 1 la « résidence habituelle », 1 la résidence à plusieurs moments, 1 la résidence habitée pendant au moins un an à moins de 300 m de lignes électriques
  • 11 portaient sur la densité de la circulation, 6 sur le NO2, 4 sur le benzène

Leucémie infantile et densité de la circulation : RC regroupé = 1,09 (IC à 95 % : 0,96–1,23); I2 = 57,0 %

Leucémie infantile et NO2 : RC regroupé = 1,14 (IC à 95 % : 0,94–1,39); I2 = 74,5 %

Leucémie infantile et benzène : RC regroupé = 1,64 (IC à 95 % : 0,91–2,95); I2 = 50,7 %

 L'exposition à la PACA est liée à un risque accru de leucémie infantile, à savoir toutes les leucémies et les principaux sous-types (LAL et LAM). Le lien était constant en ce qui concerne les divers indices d'exposition et la région étudiée.

AMSTAR 2 : Qualité supérieure

Extraction des données pour la MA : Les auteurs ont utilisé les estimations de l'effet les plus ajustées dans leur MA.

Évaluation de la qualité des études : Échelle NOS.

Facteurs de confusion : Ont fourni des détails sur l'ajustement de facteurs de confusion; la plupart des études ont été ajustées en fonction du sexe, de l'âge ou de la date de naissance.

Hétérogénéité : Puisque I2 > 50 %, les auteurs ont utilisé le modèle à effets aléatoires.

Analyses par sous-groupes : Présentation d'analyses stratifiées par sous-type de maladie, région étudiée et période d'exposition.

Analyses de sensibilité : Ont inclus seulement les études présentant un faible risque de biais (NOS ≥ 7) et retiré l'étude la plus influente de chaque analyse; les estimations sommaires semblent robustes.

Biais de publication : Fortes indications d'un biais de publication; diagrammes en entonnoir asymétriques.
Carlos-Wallace et coll. 2015

RS-MA qui a examiné le lien entre le benzène, y compris la PACA et la densité de la circulation comme mesures indirectes de l'exposition au benzène, et le risque de leucémie infantile

Seuls les résultats relatifs à la PACA et à la densité de la circulation figurent dans ce tableau.

 1999-2014

12 études, toutes incluses dans la MA

Études incluses dans la MA :

  • 12 cas-témoins
  • 5 ont utilisé des mesures simples pour la densité de la circulation, 7 ont utilisé des modèles de PACA
  • 8 d'Europe, 4 des États-Unis
  • 8 portaient sur les enfants de 0 à 14-15 ans, 1 sur les enfants de 0 à 19 ans, 3 sur les enfants de 0 à 5 ou 10 ans
  • 7 ont utilisé l'exposition au moment du diagnostic, 2 à la résidence pendant l'enfance, 1 à la naissance, 1 à la résidence occupée le plus longtemps, 1 au cours de la vie

Leucémie infantile et densité de la circulation : RR regroupé = 1,25 (IC à 95 % : 0,96–1,62); χ2 = 29,92, p < 0,01

Leucémie infantile et modèles de PACA : RR regroupé = 1,77 (IC à 95 % : 1,17–2,68); χ2 = 9,38, p = 0,15

 L'exposition au benzène, mesurée à l'aide de la densité de la circulation et de la PACA, est liée à un risque accru de leucémie infantile.

AMSTAR 2 : Qualité modérée

Extraction des données pour la MA : Les auteurs ont choisi l'estimation de l'effet la plus ajustée qui comportait les facteurs les plus pertinents : mesure de l'exposition directe (mesure du benzène dans l'air ambiant > modèles de PACA > densité de la circulation), sous-type de leucémie, période d'exposition, etc.

Facteurs de confusion : La plupart des études sont ajustées ou appariées selon l'âge et le sexe.

Hétérogénéité : Ont utilisé des méthodes à effets fixes, ajustées selon Shore et à effets aléatoires. Les résultats présentés dans ce tableau sont ceux des méta-analyses utilisant le modèle à effets aléatoires.

Analyses par sous-groupes : Présentation d'analyses stratifiées par mesure d'exposition, ajustements, région, période d'exposition (naissance, postnatale, au diagnostic seulement).

Toutes les analyses n'ont pas été incluses en raison de l'inclusion possible de 3 études primaires évaluant la présence de stations d'essence à proximité de la résidence dans la plupart des analyses quantitatives relatives à la PACA.

Biais de publication : Ont suggéré un éventuel biais associé aux modèles de PACA d'après le diagramme en entonnoir, mais ont conclu que ce n'était probablement pas le cas (et décrit les raisons).

Aucune évaluation de la qualité des études, mais ont interprété en détail les éventuels biais dans leur analyse. Aucune analyse de sensibilité.
Gong et coll. 2019 RS-MA qui a examiné le lien entre l'exposition à la PACA et le risque de leucémie infantile Jusqu'en sept. 2017

21 études, toutes incluses dans la MA

Études incluses dans la MA :

  • 21 cas-témoins
  • 11 des États-Unis, 9 d'Europe, 1 de Taïwan
  • 13 portaient sur la densité de la circulation, 7 sur le NO2 et 6 sur le benzène

Leucémie infantile et densité de la circulation : RC regroupé = 1,01 (IC à 95 % : 0,98–1,04); I2 = 0,0 %, p = 0,725

Leucémie infantile et NO2 : RC regroupé = 0,98 (IC à 95 % : 0,93–1,02); I2 = 24,7 %, p = 0,134

Leucémie infantile et benzène : RC regroupé = 0,94 (IC à 95 % : 0,84–1,04); I2 = 17,2 %, p = 0,261

 La leucémie infantile est liée à la densité de la circulation et à une exposition modérée au NO2 et au benzène.

AMSTAR 2 : Qualité modérée

Facteurs de confusion : Les auteurs de la revue n'ont pas analysé les éventuels facteurs de confusion.

Hétérogénéité : En présence d'hétérogénéité (test χ2 p ≤ 0,05, I2 >50 %), ont utilisé le modèle à effets aléatoires, sinon, ont appliqué le modèle à effets fixes. Ont utilisé le modèle à effets fixes.

Analyses par sous-groupes : Analyses par sous-groupes du niveau d'exposition (faible, modéré, élevé) à la densité de la circulation, au NO2 et au benzène.

Analyses de sensibilité : Les auteurs de la revue indiquent que les résultats ont été confirmés dans les analyses de sensibilité; aucune autre information n'a été fournie.

Biais de publication : Le biais de publication semble significatif; le diagramme en entonnoir de la densité de la circulation était nettement asymétrique, le test des rangs de Begg et Mazumdar et le test d'Egger étaient significatifs, avec Z = 2,43, p = 0,015 et p = 0,047, respectivement.

Aucune évaluation de la qualité des études; les auteurs de la revue indiquent que la qualité des études a été évaluée par l'entremise du biais de publication.
Filippini et coll. 2019 RS-MA qui a examiné le lien entre l'exposition à la pollution de l'air extérieur, en particulier la PACA, et le risque de leucémie infantile Jusqu'en mars 2019

29 études, toutes incluses dans la MA

Études incluses dans la MA :

  • 26 cas-témoins, 3 de cohorte
  • 12 d'Amérique du Nord, 15 d'Europe, 2 d'Asie
  • 27 basées sur la population, 2 en milieu hospitalier
  • 15 portaient sur les enfants de 0 à 10, 14-15 ou 19 ans, 7 sur les enfants de 0 à 6 ans; 7 ont mené une analyse stratifiée selon l'âge
  • 17 ont examiné l'exposition à l'adresse domiciliaire au moment du diagnostic, 2 à l'adresse indiquée sur le certificat de décès, 12 à l'adresse domiciliaire pendant la grossesse ou à la naissance, 2 à la fois à la naissance et après la naissance
  • 16 ont utilisé une méthode d'évaluation de l'exposition, 13 en ont utilisé deux ou plus
  • 20 portent sur la densité de la circulation (6 sur le dénombrement de la circulation, 6 sur la densité des routes, 7 sur la distance du domicile à la route principale, 6 sur une combinaison de ces facteurs), et 16, sur les niveaux mesurés ou modélisés de contaminants de la PACA (8 le benzène, 2 le 1,3-butadiène, 10 le NO2, 4 les PM)

MA comparant les catégories d'exposition les plus élevées aux plus faibles pour les relations suivantes :

Leucémie infantile et densité de la circulation : RR regroupé = 1,09 (IC à 95 % : 1,00–1,20); I2 = 56,2 %, τ2 = 0,012

Leucémie infantile et benzène : RR regroupé = 1,27 (IC à 95 % : 1,03–1,56); I2 = 52,4 %, τ2 = 0,043

Leucémie infantile et NO2 : RR regroupé = 1,04 (IC à 95 % : 0,90–1,19); I2 = 55,5 %, τ2 = 0,023

Leucémie infantile et PM2,5 : RR regroupé = 1,05 (IC à 95 % : 0,94–1,16); I2 = 0,0 %, τ2 = 0,000

Leucémie infantile et PM10 : RR regroupé = 1,20 (IC à 95 % : 0,70–2,04); I2 = 43,5 %, τ2 = 0,075

Leucémie infantile et 1,3-butadiène : RR regroupé = 1,45 (IC à 95 % : 1,08–1,95); I2 = 28,0 %, τ2 = 0,025

Sous-type LAL et benzène : RR regroupé = 1,09 (IC à 95 % : 0,88–1,36); I2 = 51,8 %, τ2 = 0,034

Sous-type LAM et benzène : RR regroupé = 1,84 (IC à 95 % : 1,31–2,59); I2 = 0,0 %, τ2 = 0,000

 L'exposition à la PACA est liée à un risque accru de leucémie infantile, particulièrement pour les émissions de benzène provenant de la circulation automobile. Le lien est le plus fort pour le sous-type LAM.

AMSTAR 2 : Qualité supérieure

Extraction des données pour la MA : Les auteurs ont utilisé les estimations de l'effet les plus ajustées dans leur MA.

Évaluation de la qualité des études : Échelle NOS.

Facteurs de confusion : Ont fourni des détails sur l'ajustement aux facteurs de confusion pour chaque étude; toutes sauf 2 ont été ajustées selon le sexe et l'âge, toutes sauf 4 ont été ajustées selon le SSE.

Hétérogénéité : Ont utilisé le modèle à effets aléatoires.

Analyses par sous-groupes : Présentation d'analyses stratifiées selon l'âge au diagnostic (< 6 ans, ≥ 6 ans), le sous-type de maladie (LAL, LAM), la période d'exposition (à la naissance, au diagnostic) et la région étudiée.

Analyses de sensibilité : Analyse de sensibilité en fonction du retrait d'une étude; les estimations sommaires semblent robustes.

Biais de publication : Ont suggéré un éventuel biais de publication; diagramme en entonnoir légèrement asymétrique.
Revues systématiques
Raaschou‐Nielsen et Reynolds (2006) Revue systématique portant sur le lien entre l'exposition à la pollution de l'air ambiant, en particulier la PACA, et le risque de cancer infantile, en particulier la leucémie Jusqu'en sept. 2005

15 études :

  • 8 cas-témoins (1 exclue parce qu'aucune estimation du risque n'est fournie), 7 études écologiques

Des 7 cas-témoins :

  • 4 d'Europe, 3 des États-Unis
  • Vaste gamme de méthodes d'évaluation de l'exposition à la PACA (p. ex. nombre de véhicules sur les routes, NO2, densité de la circulation, densité des routes, benzène, etc.)

Leucémie infantile et PACA :

Les 7 études cas-témoins ont fourni 9 RR distincts, dont 6 ont signalé des liens positifs. Trois étaient statistiquement significatifs.

Les estimations de risques (3) variaient de 0,4 à 3,9 pour les polluants atmosphériques liés à la circulation (c.-à-d. le NO2 et le benzène).

Les estimations de risques (6) variaient de 0,9 à 4,7 pour diverses mesures de l'exposition à la circulation (p. ex. densité de la circulation, distance par rapport à la route, nombre de véhicules sur les routes).

 Les données probantes sont actuellement faibles; on ne peut conclure à un lien entre l'exposition à la PACA et un risque accru de leucémie infantile.

AMSTAR 2 : Qualité modérée

Évaluation de la qualité des études : Ont utilisé leur propre ensemble de critères, y compris des indices comme : > 200 cas, faible potentiel de biais de sélection, adresse précise, appariement.

Facteurs de confusion : La plupart des études ont été ajustées ou appariées pour l'âge et le sexe au minimum, et la moitié ont fourni d'autres appariements ou ajustements.

Analyse : Les auteurs ont analysé les sources de biais et d'hétérogénéité des études incluses, à savoir le biais de sélection, la méthode d'évaluation de l'exposition, l'erreur de classification différentielle et non différentielle de l'exposition, la variation des niveaux d'exposition et la confusion.

D.2 Cancer du poumon et du sein chez les adultes

Tableau D.2. Tableau sommaire des revues d'études primaires incluses dans la revue globale pour les cancers du poumon et du sein chez les adultes

Tableau D.2. Tableau sommaire des revues d'études primaires incluses dans la revue globale pour les cancers du poumon et du sein chez les adultes
Auteurs But et objectifs Période de recherche Nombre d'études primaires/répartition des études primaires Principaux résultats Conclusions des auteurs Autres considérations
Revues systématiques avec méta-analyse (RS-MA) sur le cancer du poumon
Tsoi et Tse 2012 RS-MA qui a examiné le lien entre l'exposition aux gaz d'échappement des moteurs diesel chez les conducteurs professionnels et le risque de cancer du poumon 1996-2011

20 études, dont 19 incluses dans la MA

Études incluses dans la MA :

  • 7 de cohorte rétrospectives, 1 de cohorte prospective, 11 cas-témoins
  • 5 d'Amérique du Nord, 14 d'Europe
  • 11 de qualité supérieure, 8 de qualité inférieure

Les conducteurs professionnels comprenaient des chauffeurs d'autobus, de camions et de taxis, et la plupart des sujets étaient des hommes.

 Cancer du poumon et conduite professionnelle : RR regroupé = 1,21 (IC à 95 % : 1,10–1,32); I2 = 68,6, p < 0,00001

Cancer du poumon et conduite professionnelle (avec ajustement selon le tabagisme) : RR regroupé = 1,18 (IC à 95 % : 1,05–1,33); I2 = 48,0, p = 0,03

 L'exposition aux gaz d'échappement des moteurs diesel est liée à un risque excédentaire de cancer du poumon de 18 % chez les conducteurs professionnels, après ajustement pour tenir compte de l'effet confusionnel du tabagisme.

AMSTAR 2 : Qualité supérieure

Extraction des données pour la MA : Les auteurs ont extrait séparément les estimations de l'effet ajustées selon le tabagisme et non ajustées.

Évaluation de la qualité des études : D'après la liste de vérification de Downs et Black.

Facteurs de confusion : Ont fourni des détails sur l'ajustement selon le tabagisme.

Hétérogénéité : En présence d'hétérogénéité (test Q p > 0,1, I2 > 50 %), le modèle à effets aléatoires a été utilisé, sinon, le modèle à effets fixes a été utilisé.

Analyses par sous-groupes : Ont fait des analyses par sous-groupes selon la durée de l'emploi (≥ 10 ans), la conception de l'étude, l'ajustement en fonction du tabagisme et la qualité de l'étude.

Analyses de sensibilité : Type de chauffeur, exclusion des études sans définition claire de la durée d'emploi des conducteurs professionnels; les estimations de l'effet semblent robustes.

Biais de publication : Le diagramme en entonnoir était relativement symétrique, ce qui ne tend pas à indiquer un biais de publication.
Chen et coll. 2015 RS-MA qui a examiné le lien entre l'exposition à la PACA, par l'exposition ambiante ou la conduite professionnelle, et le risque de cancer du poumon Jusqu'en décembre 2013

36 études, toutes incluses dans la MA

Études incluses dans la MA pour l'exposition ambiante (14) :

  • 10 de cohorte, 3 cas-témoins, 1 regroupée
  • 7 d'Europe, 5 d'Amérique du Nord, 2 d'Asie
  • 9 ont utilisé les dossiers/registres, 5 ont utilisé l'histologie
  • 5 portaient sur le NO2, 2 sur les NOx, 5 sur le SO2, 6 sur les PM2,5

Études incluses dans la MA pour les conducteurs professionnels (22) :

  • 9 de cohorte, 11 cas-témoins, 1 regroupée
  • 11 d'Europe, 10 d'Amérique, 1 d'Asie
  • 14 portaient sur l'incidence du cancer du poumon, 10 sur la mortalité par cancer du poumon
  • 14 ont utilisé les dossiers/registres, 6 l'histologie, 1 l'histologie et les dossiers cliniques, 1 une méthode mal définie

Classification des critères STROBE : 22 de niveau A, 14 de niveau B

Cancer du poumon et NO2 : RC regroupé = 1,06 (IC à 95 % : 0,99–1,13); I2 = 59 %, p = 0,05

Cancer du poumon et NOx : RC regroupé = 1,04 (IC à 95 % : 1,01–1,07); I2 = 46 %, p = 0,17

Cancer du poumon et SO2 : RC regroupé = 1,03 (IC à 95 % : 1,02–1,05); I2 = 0 %, p = 0,48

Cancer du poumon et PM2,5 : RC regroupé = 1,11 (IC à 95 % : 1,00–1,22); I2 = 64 %, p = 0,02

Cancer du poumon et conduite professionnelle : RC regroupé = 1,22 (IC à 95 % : 1,14–1,31); I2 = 65 %, p < 0,00001

L'exposition au NO2, aux NOx, au SO2 et aux PM2,5 provenant de la circulation est liée à un risque accru de cancer du poumon.

La conduite professionnelle avec exposition à la circulation est liée de façon significative au risque de cancer du poumon.

AMSTAR 2 : Qualité supérieure

Évaluation de la qualité des études : Ont utilisé la liste de vérification STROBE, version 4 pour évaluer les études de cohorte, les études cas-témoins et les études transversales. Ont exclu les études classées au niveau C (< 60 % des critères remplis).

Facteurs de confusion : Ont fourni tous les détails sur l'ajustement relatif aux facteurs de confusion.

Hétérogénéité : En présence d'hétérogénéité (p > 0,10,I2> 50 %), ont utilisé le modèle à effets aléatoires, sinon, ont utilisé le modèle à effets fixes.

Analyses par sous-groupes : Analyses par sous-groupes pour les études sur les conducteurs professionnels par critère d'effet (incidence, mortalité).

Aucune analyse de sensibilité et du biais de publication.
Hamra et coll. 2015 RS-MA qui a examiné le lien entre l'exposition à la PACA et le cancer du poumon chez les adultes Jusqu'en janvier 2014

23 études, dont 20 incluses dans la MA

Études incluses dans la MA :

  • 15 de cohorte, 5 cas-témoins
  • 7 d'Amérique du Nord, 10 d'Europe, 3 d'Asie
  • 11 portaient sur la mortalité par cancer du poumon et 9 sur l'incidence du cancer du poumon
  • 6 ont utilisé des postes de surveillance fixes, 5 des modèles spatiotemporels, 4 des modèles de RUT, 4 des modèles de dispersion atmosphérique, 1 un modèle de pondération par l'inverse de la distance
  • 15 portaient sur le NO2 et 4 (décrivant 5 études uniques) sur les NOx

7 études sur les mesures de la circulation (p. ex. volume de circulation); aucune analyse regroupée effectuée pour ces études

Cancer du poumon et NO2 (augmentation de 10 µg/m3) : RR regroupé = 1,04 (IC à 95 % : 1,01–1,08); I2 = 72,8 %, p = 0,000

Cancer du poumon et NOx (augmentation de 10 µg/m3) : RR regroupé = 1,03 (IC à 95 % : 1,01–1,05); I2 = 33,3 %, p = 0,202

 L'exposition à la PACA est liée à un risque accru de cancer du poumon, surtout lorsque le NO2 est utilisé comme mesure indirecte de la PACA.

AMSTAR 2 : Qualité modérée

Extraction des données pour la MA : Les auteurs ont utilisé les estimations de l'effet ajustées « les plus efficacement » dans leur MA (soit les estimations de l'effet les moins biaisées, qui correspondaient souvent aux modèles principaux) et ont choisi des estimations à partir des modèles à polluant unique.

Facteurs de confusion : Ont fourni des détails sur l'ajustement relatif aux facteurs de confusion; toutes les études ont au moins été ajustées en fonction de l'âge et du sexe.

Hétérogénéité : Ont utilisé le modèle à effets aléatoires.

Analyses par sous-groupes : Présentation d'analyses stratifiées par continent, méthode d'évaluation de l'exposition (poste de surveillance fixe, autre) et ajustement en fonction des facteurs de confusion (tabagisme, SSE, scolarité, profession).

Analyses de sensibilité : Analyses d'influence (exclusion d'une étude à la fois); les estimations sommaires semblent robustes.

Biais de publication : Le diagramme en entonnoir était visiblement asymétrique. Les analyses faisant appel à la méthode « trim-and-fill » indiquent que 5 études hypothétiques sont nécessaires pour rendre le diagramme symétrique.

Aucune évaluation de la qualité des études n'a été effectuée.
Revues systématiques sur le cancer du sein
White et coll. 2018. Revue systématique portant sur le lien entre la pollution atmosphérique (intérieure, extérieure, PACA) et le risque de cancer du sein Période non précisée

12 études sur la PACA

  • 6 cas-témoins, 6 de cohorte
  • 9 d'Amérique du Nord, 3 d'Europe
  • 7 études sur le NO2 ou les NOx, 2 sur les modèles de PACA, 6 sur la proximité des routes ou le volume de circulation

Cancer du sein et PACA :

Les 6 études de cohorte ont fourni 9 estimations de l'effet distinctes, dont 5 donnaient un lien positif au seuil de signification statistique, 3 un lien positif non significatif et 1 aucun lien.

Les estimations de risque variaient de 0,90 à 1,16 selon les expositions modélisées au NO2, NOx ou BaP, et de 1,14 à 1,60 pour les mesures de la circulation.

Les 6 études cas-témoins ont fourni 6 estimations de l'effet distinctes, dont 4 donnaient un lien positif au seuil de signification statistique et 2 un lien positif non significatif.

Les estimations de risque variaient de 1,08 à 1,32 pour le NO2 modélisé, de 0,82 à 2,58 pour le BaP modélisé et de 0,89 à 1,29 pour le nombre de véhicules sur les routes.

 L'exposition à la PACA est liée à un risque accru de cancer du sein. Les études utilisant le NO2 ou les NOx comme mesure indirecte de l'exposition à la PACA ont fourni les résultats les plus probants.

AMSTAR 2 : Qualité modérée

Analyse : Les auteurs ont analysé les sources de biais et d'hétérogénéité des études incluses (p. ex. statut ménopausique des femmes incluses).

Aucune évaluation de la qualité des études n'a été effectuée. Aucun détail sur l'ajustement relatif aux facteurs de confusion n'a été donné.

Notes de bas de page

Note de bas de page 1

Une revue systématique utilise des méthodes systématiques pour définir et évaluer les résultats de recherches primaires, ainsi qu'en faire une synthèse qualitative.

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Note de bas de page 2

Une revue systématique–méta-analyse est une revue systématique dans le cadre de laquelle une synthèse quantitative des résultats de recherches primaires est effectuée au moyen de techniques de méta-analyse.

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Note de bas de page 3

Une revue de la portée permet de définir systématiquement la documentation disponible sur un sujet général. Ce type de revue permet de préciser les concepts clés, les types et les sources d'information, ainsi que les lacunes de la recherche.

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Note de bas de page 4

Six des sept articles trouvés lors de la mise à jour de la recherche documentaire ont été jugés pertinents pour la revue globale, tandis que l'autre article a été pris en compte dans la revue des données biologiques.

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Note de bas de page 5

Au seuil de signification statistique : pour les estimations de risque > 1, 0,9 ≤ limite de confiance inférieure à 95 % ≤ 1,0; pour les estimations de risque < 1, 1,0 ≤ limite de confiance supérieure à 95 % ≤ 1,1.

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