Preuve observationnelle de l'impact néfaste de l'ozone inhalé sur le système respiratoire humain

BMC Public Health volume 23, Article number: 929 (2023) Citer cet article

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L'influence néfaste de l'ozone inhalé sur le système respiratoire humain est ambiguë en raison de la complexité de la relation dose-réponse entre l'ozone et le système respiratoire humain. Cette étude recueille des données sur la concentration d'ozone inhalé et les maladies respiratoires de la ville de Shenzhen pour révéler l'impact de l'ozone sur les maladies respiratoires à l'aide de la méthode des modèles additifs généralisés (GAM) et de la cartographie croisée convergente (CCM) à un niveau de confiance de 95 %. Le résultat de GAM montre un effet de retard partiellement significatif sur les maladies respiratoires aiguës en mode cumulatif. Étant donné que l'analyse de corrélation traditionnelle est incapable de saisir la causalité, la méthode CCM est appliquée pour examiner si l'ozone inhalé affecte le système respiratoire humain. Les résultats démontrent que l'ozone inhalé a un impact causal significatif sur les taux d'hospitalisation pour les maladies des voies respiratoires supérieures et inférieures. De plus, les effets nocifs de l'ozone sur la santé humaine varient selon le sexe et l'âge. Les femmes sont plus sensibles à l'ozone inhalé que les hommes, probablement en raison des niveaux d'œstrogène et de la régulation différentielle de la réponse immunitaire pulmonaire. Les adultes sont plus sensibles à l'exposition à l'ozone que les enfants, potentiellement en raison du fait que les enfants ont besoin de plus de temps pour réagir au stress de l'ozone que les adultes, et les personnes âgées sont plus tolérantes que les adultes et les enfants, ce qui peut être lié à l'hypofonction pulmonaire des personnes âgées alors que a peu de corrélation avec l'exposition à l'ozone.

Rapports d'examen par les pairs

L'ozone troposphérique (O3) est le polluant secondaire produit par l'activité photochimique des oxydes d'azote et des composés organiques volatils dans la troposphère de la surface terrestre [1]. Il a été prouvé que l'ozone au niveau du sol est devenu le deuxième polluant atmosphérique en Chine [2], et les observations au sol montrent que pendant les saisons chaudes, l'ozone devient même le principal polluant atmosphérique. L'ozone pourrait causer des maladies respiratoires, telles que l'asthme, la pneumonie, la maladie pulmonaire obstructive chronique (MPOC), etc., à travers des études épidémiologiques et expérimentales antérieures [3,4,5,6,7,8]. Une étude régionale à Suzhou, une ville chinoise fortement polluée par l'ozone [9], suggère que la mortalité due aux maladies respiratoires est corrélée à la concentration moyenne maximale d'ozone en 8 h et à la concentration maximale d'ozone en 1 h. Des études de séries chronologiques ont également indiqué que le risque d'hospitalisations respiratoires ou de visites aux urgences augmenterait avec une exposition à court terme à l'ozone [10]. Il a été révélé qu'une augmentation significative d'environ 0,2 à 0,6 % du risque de décès est associée à une augmentation de 0,01 mg m-3 de l'ozone ambiant en 8 h, sur la base de la méta-analyse de données à long terme depuis 1996 [ 11]. Comme cela a été largement reconnu, la pollution de l'air affecte la santé humaine différemment selon les régions. Certaines études régionales démontrent que l'ozone inhalé est associé aux hospitalisations pour maladies respiratoires, selon les modèles additifs généralisés (GAM) [12,13,14]. L'ozone a un effet clairement cumulatif sur la mortalité par maladies respiratoires [2] et il a un impact significatif sur la BPCO avec une grande variation temporelle et spatiale [15]. Certaines autres études démontrent un lien faible ou non significatif entre l'ozone et les maladies respiratoires [11, 16, 17]. Par conséquent, les maladies respiratoires ne correspondent pas bien à la concentration d'ozone observée sur les sites fixes, et les effets de l'ozone sur la santé publique ont rarement été évalués indépendamment des autres polluants atmosphériques [16]. Les modèles additifs généralisés pourraient échouer dans ces données, entraînant l'exclusion d'un grand nombre d'observations et de données cliniques pour éviter un éventuel biais d'effet de l'ozone ambiant sur les maladies respiratoires. Par conséquent, une nouvelle méthode (c.

Shenzhen, la première zone économique spéciale de Chine avec la plus forte densité de population (environ 6000 personnes par km2), située dans l'agglomération urbaine de la région du delta de la rivière des Perles (PRD), a sa condition de qualité de l'air différente des autres mégapoles de Chine . En raison de la situation géographique de Shenzhen, la qualité de l'air peut refléter à la fois les caractéristiques de la pollution atmosphérique et les schémas de transport entre Hong Kong et PRD par région. Bien que la concentration d'ozone de Shenzhen soit relativement plus faible que celle d'autres mégapoles, la pollution par l'ozone est le principal polluant de l'air à Shenzhen, tandis que d'autres mégapoles de Chine considèrent les PM2,5 comme le principal polluant de l'air selon les données de surveillance de l'environnement [2, 19] . Ainsi, Shenzhen est sélectionnée comme région de recherche typique dans ce travail, dans le but de détecter l'impact de l'ozone inhalé sur les maladies respiratoires. Peu d'études antérieures ont été menées dans cette région, et presque toutes estiment le risque relatif (RR) de l'ozone pour certaines maladies sur la base de l'effet de retard de la pollution de l'air sur les maladies respiratoires [19,20,21]. Cependant, la pertinence statistique ne signifie pas l'influence causale entre l'ozone et les hospitalisations respiratoires. Cette étude est conçue comme une analyse causale pour la Chine afin de renforcer les preuves sur l'exposition à l'ozone et les hospitalisations pour maladies respiratoires.

Le but de cet article est d'étudier l'impact de l'ozone ambiant sur les maladies respiratoires dans une mégapole spécifique de Chine. La GAM traditionnelle et une nouvelle méthode de cartographie croisée convergente (CCM) sont réalisées pour examiner la relation et l'influence de la causalité entre l'ozone et les hospitalisations respiratoires.

Les concentrations horaires d'ozone en temps réel (unité, µg/m3) du 1er janvier au 31 décembre 2013 dans 19 stations de surveillance de la qualité de l'air ambiant à Shenzhen (Fig. 1) sont publiées par le Ministère de l'écologie et de l'environnement de la République populaire de Chine. Ici, la concentration massique moyenne quotidienne d'ozone est calculée et les jours avec défaillance de l'instrument sont exclus. Enfin, des échantillons de suivi efficaces (la proportion de données manquantes est inférieure à 1 %) sont obtenus sur 349 jours.

Les admissions quotidiennes à l'hôpital d'urgence pour maladies respiratoires aiguës sont collectées auprès du Centre de contrôle et de prévention des maladies de Shenzhen. Chaque cas comprend la date, le nom de l'hôpital, le sexe, l'âge et le diagnostic médical de la maladie. La répartition géographique des hôpitaux de Shenzhen est illustrée à la Fig. 1. Les maladies respiratoires sont définies selon la 10e révision de la Classification internationale des maladies de J00-J99 et les catégories suivantes sont prises en compte dans cette étude : (1) maladies respiratoires supérieures aiguës maladies aiguës des voies respiratoires inférieures (AURD, J00-J06), (2) maladies aiguës des voies respiratoires inférieures (ALRD, J20-J22). L'analyse se concentre sur différents sexes et âges.

Étant donné que les informations détaillées sur l'adresse du patient ne sont pas disponibles, nous ne pouvons pas attribuer une concentration d'ozone unique à chaque patient. En supposant que les gens sont plus susceptibles de se rendre dans un hôpital à proximité, nous attribuons la concentration d'ozone surveillée aux patients en fonction de leur proximité avec les hôpitaux.

La répartition géographique des hôpitaux et des stations de surveillance de Shenzhen

La concentration moyenne annuelle d'ozone est de 70 µg/m3, allant de 19 à 207 µg/m3. Parmi 109 451 hospitalisations pour maladie respiratoire totale, il y a 11 855 visites pour AURD et 23 093 visites pour ALRD. Le nombre quotidien moyen de visites à l'hôpital pour l'ensemble des maladies respiratoires est de 314 et dont 60,1 % sont des patients de sexe masculin (tableau 1).

Dans cette recherche, un GAM avec lien logarithmique et fonction d'erreur de Poisson est appliqué pour explorer la relation entre l'ozone quotidien et les admissions pour maladies respiratoires. Avant les analyses du modèle, deux étapes doivent être réalisées : premièrement, développer la meilleure base et le modèle principal (sans ou avec un polluant), puis ajouter la concentration d'ozone au modèle final, en supposant que la relation entre la concentration d'ozone et la respiration logarithmique hospitalisations est linéaire.

Tout d'abord, le modèle de base qui exclut l'ozone est mis en place. La fonction spline de lissage cubique naturelle (ns) du temps calendaire est incluse, permettant une relation non linéaire avec l'hospitalisation respiratoire. Les meilleurs degrés de liberté (df) pour le temps calendaire spline sont déterminés par la fonction d'autocorrélation partielle. Le meilleur df pour l'heure calendaire est déterminé par le critère d'information d'Akaike (AIC). Afin de contrôler les tendances saisonnières et à long terme, un ns (df = 7) est appliqué. Le jour de la semaine (DOW) est également utilisé comme variable catégorielle. Après l'établissement du modèle de base, nous introduisons la concentration d'ozone et analysons son association avec l'hospitalisation. Le modèle final peut être exprimé comme suit :

où \(E\left({Y}_{t}\right)\) désigne le nombre attendu d'hospitalisations respiratoires quotidiennes le jour t, \({\upalpha }\) le terme d'interception ; \({{\upbeta }}_{1}\) le coefficient de régression du taux log-relatif d'hospitalisation respiratoire lié à l'augmentation de l'ozone ; \({Ozone}_{ti}\) la concentration moyenne d'ozone le jour t, i le décalage journalier et \(ns\left(\text{T}\text{i}\text{m}\text{e },df=7\right)\) la fonction de lissage du temps calendaire. Une introduction détaillée de GAM peut être trouvée dans le livre de Wood [22].

La relation exposition-réponse est analysée à l'aide de la fonction de lissage dans GAM pour vérifier l'hypothèse linéaire du risque log-relatif d'hospitalisations respiratoires avec la concentration d'ozone. Les effets linéaires de l'ozone pour la journée en cours et jusqu'à deux semaines avant le résultat (lag0 à lag14) sont ensuite estimés. Les effets sont examinés pour chaque groupe d'âge (0-14 ans, 15-64 ans et > 65 ans) et le sexe afin d'identifier le groupe le plus vulnérable [23]. La signification statistique (test Z) des différences de sexe ou d'âge est testée en calculant\(\left({\delta }_{1}-{\delta }_{2}\right)/\sqrt{{SE}_ {1}^{2}+{SE}_{2}^{2}}\), où \({\delta }_{1}\) et \({\delta }_{2}\) sont coefficients pour les deux catégories à comparer, et SE1 et SE2 représentent les erreurs standard respectives [24].

Les analyses de cette étude sont réalisées à l'aide des packages R "DLM" et "MGCV". Les résultats sont exprimés sous la forme du risque relatif (RR) et de son intervalle de confiance (IC) à 95 % dans les hospitalisations quotidiennes par augmentation de 10 µg/m³ de la concentration d'ozone.

Il est bien connu que la corrélation n'est pas égale à la causalité et le CCM est bien adapté pour détecter la corrélation du mirage et révéler la causalité sous-jacente, comme le prouvent les études d'écosystèmes complexes [18, 25, 26]. CCM est basé sur le théorème de Takens, ne nécessitant que des hypothèses modérées. Sur cette base, uniquement en utilisant une série temporelle à une seule variable, la dynamique des systèmes de grande dimension peut être reconstruite [27]. En prenant en compte les variables théoriques des deux séries temporelles X{x1,x2,…,xL} et Y{y1,y2,…yL} (L est la longueur), les variétés fantômes Mx et My sont d'abord reconstruites selon la vecteurs de coordonnées décalées X, Y, comme suit,

où \(t=1+\left(E-1\right)\tau\) à t = L, E la dimension d'intégration et \(\tau\) un décalage temporel positif. Ensuite, une estimation croisée de yt est créée, (\({\widehat y}_t\left|M_x\right)\), et les voisins les plus proches dans \({M}_{y}\) sont calculés avec une moyenne pondérée, qui est déterminée par :

où,

L'estimation yt forme une moyenne localement pondérée de E + 1, comme suit :

Le coefficient de corrélation de Pearson entre les séries chronologiques originales et estimées peut être exprimé comme suit :

À un niveau de signification, une statistique t du coefficient de corrélation peut être décrite comme :

où N désigne la longueur de la série temporelle et \({\rho }_{YX}\) peut être utilisé comme indicateur du degré d'influence de la dynamique Y sur la dynamique X. Plus le \({\rho }_{YX}\ est élevé), plus l'influence causale est forte. Il est crucial d'optimiser les paramètres de réglage E et τ, dans cette recherche, E est fixé à 2 en utilisant la méthode du faux plus proche voisin, et τ est égal à 2, selon le critère d'information mutuelle moyenne.

Le schéma temporel des patients quotidiens et de la concentration d'ozone à Shenzhen en 2013 est illustré à la Fig. 2. Les valeurs maximales et minimales d'ozone sont apparues en octobre et juillet avec des valeurs moyennes de 143,85 ± 27,75 µg m-3 et 53,02 ± 38,19 µg m- 3, respectivement. La concentration d'ozone en mai (54,41 ± 21,27 µg m-3) était très proche de la valeur de juillet. Le nombre quotidien d'hospitalisations respiratoires variait de 0 à 177, et sa variation interannuelle indiquait que le nombre le plus bas d'admissions à l'hôpital en 2013 était en février pour les infections des voies respiratoires supérieures et inférieures. Le taux de prévalence élevé des infections des voies respiratoires supérieures était principalement en mai et septembre, lié à la saison chaude de la distribution statistique. La tendance temporelle des infections des voies respiratoires inférieures, à l'exception de la valeur de la vallée en février, est très stable avec la fluctuation des déchets, et les admissions à l'hôpital relativement élevées se situent principalement autour de mars et avril. Le nombre moyen mensuel de patients respiratoires était de 2 973 (intervalle de 1 969 à 3 525) et 61,43 % (intervalle de 59,65 à 62,82 %) étaient des hommes. Les enfants (âgés de 0 à 14 ans) étaient la partie principale, représentant 85,17 % (80,45 à 88,76 %) du nombre total de patients. Les analyses de corrélation indiquent que les admissions à l'hôpital n'ont presque aucune corrélation avec l'ozone avec un coefficient de corrélation de Pearson allant de − 0,06 à 0,1 (pour différents âges et sexes) et de − 0,13 à 0,05 (pour différents âges et sexes) pour les voies respiratoires supérieures et inférieures. infections, respectivement.

Variations temporelles du nombre quotidien de patients et de la concentration d'ozone à Shenzhen en 2013

Pour explorer l'impact décalé sur la santé de l'O3 sur différents groupes de population, y compris le groupe masculin, le groupe féminin et différents groupes d'âge, une analyse de série chronologique à l'aide de GAM a été réalisée en termes d'infections respiratoires aiguës. Les modèles de réponse de retard résultants du RR d'un effet de retard d'un jour et cumulatif avec un retard de 5 jours pour différents groupes de population sont présentés dans les Fig. 3 et 4 (IC 95 % : barres noires et zones grises). Le résultat est considéré comme significatif si l'intervalle de confiance pour RR/RR cumulé et la ligne horizontale RR/RR cumulé = 1 ne se coupent pas. Généralement, l'O3 présente un effet de retard significatif sur les hospitalisations aiguës pour voies respiratoires inférieures (ALRH) de la population totale à partir d'un décalage de 4 jours en mode cumulatif, et pour chaque augmentation de 10 µg/m³ d'O3, le nombre d'hospitalisations de la population totale dues à Les ALRH augmenteraient généralement de 1,6 % (IC à 95 % : 0,5 %, 2,8 %) dans un délai de 5 jours. Les valeurs numériques du RR sur une journée (lag0 à lag5) et cumulées (Lag05) pour les hospitalisations de différents groupes de population correspondant à une augmentation de 10 unités d'O3 en 5 jours, ainsi que son IC à 95 %, sont présentées dans les tableaux 2 et 3. .

Modèles de réponse décalée du RR d'un effet de décalage sur une journée et cumulatif sur différents groupes de sexe avec un décalage de 5 jours (a1 - f1) pour une hospitalisation aiguë pour voies respiratoires supérieures, (a2 - f2) pour une hospitalisation aiguë pour voies respiratoires inférieures

Modèles de réponse retardée du RR d'un effet de retard d'un jour et cumulatif sur différents groupes d'âge avec un décalage de 5 jours (a1 - f1) pour l'hospitalisation aiguë pour voies respiratoires supérieures, (a2 - f2) pour l'hospitalisation aiguë pour voies respiratoires inférieures

En termes de différents groupes de sexe (Fig. 3), un effet de décalage significatif est détecté à la fois pour le groupe masculin et le groupe féminin en mode cumulé avec différents jours de décalage, c'est-à-dire un décalage de 5 jours pour le groupe féminin et un décalage de 3 à 5 jours. pour le groupe masculin. Pour chaque augmentation de 10 µg/m³ d'O3, le nombre d'hospitalisations du groupe masculin et du groupe féminin dues aux ALRH augmenterait généralement de 1,6 % (IC à 95 % : 0,3 %, 2,9 %) et de 1,7 % (IC à 95 % : 0,2 %, 3,2 %) respectivement, dans un délai de 5 jours. En fonction des différentes tranches d'âge (Fig. 4), on observe que l'O3 n'a un effet retard significatif sur les ALRH des enfants de 0 à 14 ans que dans un décalage de 3 à 5 jours en mode cumulé. En ce qui concerne les hospitalisations aiguës pour les voies respiratoires supérieures (AURH) de tous les groupes d'âge et les ALRH des personnes âgées de plus de 14 ans, aucun effet de retard significatif n'est détecté. Pour chaque augmentation de 10 µg/m³ d'O3, le nombre d'hospitalisations d'enfants (0 à 14 ans) dues aux ALRH augmenterait généralement de 1,8 % (IC à 95 % : 0,6 %, 3,1 %) dans un délai de 5 jours.

L'impact causal de l'ozone sur l'hospitalisation régionale pour des maladies respiratoires est quantifié à l'aide du CCM. Étant donné que CCM implique la convergence, avec l'augmentation de la longueur de la série chronologique L, la compétence d'estimation des estimations de cartographie croisée s'améliore. Il s'agit d'une propriété de distinction importante entre la causalité et la corrélation simple. La causalité n'est trouvée que lorsque ce modèle est présent, sinon, il n'y a pas de relation causale entre les deux variables. La force de l'effet est déterminée par la valeur ρ de la compétence prédictive.

La figure 5 présente la carte croisée convergente d'un type de scénario de classification. La ligne continue bleue et la ligne rouge montrent toutes deux le schéma mentionné ci-dessus, indiquant que la concentration d'ozone a un effet significatif sur les voies respiratoires supérieures et inférieures. En revanche, la ligne continue grise et la ligne continue noire ne le sont pas, ce qui signifie que le nombre de cas des maladies respiratoires mentionnées n'a aucun effet causal sur la concentration d'ozone. Ce résultat valide la faisabilité et la supériorité de la méthode CCM. La figure 5 montre que l'ozone inhalé a un impact causal significatif sur les taux d'hospitalisation pour les maladies des voies respiratoires supérieures et inférieures. La question de savoir si ce phénomène est lié à la vitesse de sédimentation de l'ozone dans le système respiratoire et à l'effet d'un stimulus sur la muqueuse locale doit encore être discutée plus avant avec plus de données et d'études cas-témoins.

Validation du CCM aux analyses causales de l'influence de l'ozone sur les patients respiratoires

De plus, les effets nocifs de l'ozone sur la santé humaine varient selon le sexe et l'âge (Fig. 6). On peut voir que les femmes sont plus sensibles à l'ozone inhalé que les hommes. Une étude précédente a également révélé que les femelles sont plus affectées par l'exposition à l'ozone à court terme [28], et cette découverte est cohérente avec les expériences sur les animaux, dans lesquelles les rats femelles sont plus sujets aux effets de l'ozone que les rats mâles [19]. La différence basée sur le sexe peut être relative au niveau d'œstrogène et aux régulations différentielles de la réponse immunitaire pulmonaire [13, 20]. L'œstrogène peut jouer un rôle important dans la stimulation de l'inflammation et la lactation est liée à une sécrétion accrue d'hormones pro-inflammatoires. Gunison et al. [21] trouvent également l'inflammation et les lésions croissantes dans les poumons des rats enceintes ou allaitantes exposés à l'ozone.

De plus, les adultes sont plus sensibles à l'exposition à l'ozone que les enfants (Fig. 7). Cela pourrait être dû au fait que la tolérance à l'empoisonnement à l'ozone est transitoire et que les réactions de stress à l'ozone des enfants nécessitent plus de temps que les adultes car leur système respiratoire n'est pas complètement développé. Ce phénomène est également prouvé en mesurant les changements de multiplicité protéique totale dans le liquide de lavage bronchoalvéolaire, où les lésions pulmonaires induites par l'ozone chez les souris néonatales sont moins sensibles que chez les souris adultes [15, 29, 30]. De plus, l'exposition relative à long terme des adultes pourrait également être attribuée à une infectiosité beaucoup plus grande des adultes.

La figure 7 montre également que les personnes âgées sont plus tolérantes à l'exposition à l'ozone que les adultes et les enfants, bien que les infections respiratoires soient une cause fréquente d'hospitalisation aiguë chez les personnes âgées. En fait, la capacité pulmonaire dynamique des personnes âgées, telle que la capacité vitale forcée et le volume expiratoire forcé en 1 s, diminue généralement, et le déclin de la fonction de ventilation pulmonaire chez les personnes âgées montre une augmentation significative avec l'augmentation de l'âge. Ainsi, le taux d'hospitalisation des maladies respiratoires aiguës des personnes âgées est probablement lié à l'hypofonction pulmonaire et a peu de corrélation avec l'inhalation d'ozone.

Comparée à d'autres mégapoles chinoises, Shenzhen a un niveau de pollution à l'ozone relativement plus faible. Par exemple, la concentration moyenne annuelle d'O3 à Shenzhen était de 70 µg/m3 en 2013, tandis que la concentration moyenne annuelle d'O3 à Pékin était de 84,75 µg/m3 la même année. Nos résultats montrent également que même des niveaux relativement faibles d'exposition à l'ozone sont associés de manière significative à l'hospitalisation pour des maladies respiratoires aiguës, ce qui est le même que les résultats de l'étude précédente [31].

Cartes croisées convergentes illustrant l'impact causal de la concentration d'ozone inhalé sur l'AURH et l'ALRH pour différents sexes

Cartes croisées convergentes illustrant l'impact causal de la concentration d'ozone inhalé sur l'AURH et l'ALRH pour différents âges

L'objectif central de cette étude est de détecter l'impact causal de l'ozone sur le système respiratoire humain. Shenzhen, une ville typique, est choisie comme zone d'étude parce que l'ozone est le principal polluant de l'air ici. La concentration quotidienne d'ozone et les admissions à l'hôpital pour infections respiratoires en 2013 sont utilisées dans cette étude. L'analyse de corrélation de décalage-temps (GAM) et la méthode de détection causale (CCM) sont utilisées pour quantifier l'effet de décalage et l'influence causale de l'ozone sur les hospitalisations respiratoires.

La relation entre l'ozone et les maladies respiratoires est une relation dose-réponse compliquée. Notre analyse montre que l'analyse traditionnelle de corrélation de temps de latence est difficile à détecter la corrélation de l'ozone avec l'hospitalisation respiratoire et ne révèle pas l'influence de l'ozone sur l'hospitalisation respiratoire. En revanche, CCM suggère que l'ozone a un impact causal significatif sur les AURH et les ALRH. Pendant ce temps, les impacts causaux varient selon le sexe et l'âge. Les résultats de l'analyse quantitative (ρ) du CCM montrent que l'ozone a une influence causale plus significative sur la respiration aiguë chez la femme que chez l'homme. Les adultes sont plus sensibles à l'exposition à l'ozone que les enfants, et les personnes âgées sont plus tolérantes que les adultes et les enfants. L'influence causale significative de l'ozone sur l'hospitalisation respiratoire devrait faire l'objet d'une plus grande attention. Néanmoins, il existe certaines limites à cette étude. La concentration d'ozone ne peut pas être mesurée pour chaque patient, en raison du manque d'informations sur l'adresse du patient. Dans cette étude, nous analysons la relation entre la concentration d'ozone et l'hospitalisation pour maladies respiratoires aiguës à Shenzhen en 2013, et cette série chronologique relativement courte peut apporter des certitudes à nos résultats d'analyse. Des études de séries chronologiques plus longues et davantage d'études dans d'autres domaines sont attendues à l'avenir.

Les données de concentration horaire d'ozone en temps réel utilisées et analysées au cours de la présente étude sont disponibles dans le référentiel du ministère de l'écologie et de l'environnement de la république populaire de Chine (https://www.mee.gov.cn/). Les données anonymisées sur les admissions hospitalières quotidiennes pour les maladies respiratoires sont disponibles sur https://github.com/Lstarry/EResDATA.git.

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Ce travail a été soutenu en partie par le projet spécial clé pour l'équipe de talents introduits du laboratoire de sciences et d'ingénierie marines du sud du Guangdong dans le cadre de la subvention GML2019ZD0301 et l'infrastructure nationale de partage de données de la science du système terrestre.

State Key Laboratory of Resources and Environmental Information System, Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Pékin, Chine

Jiaying Lu et Ling Yao

Jiangsu Center for Collaborative Innovation in Geographical Information Resource Development and Application, Nanjing Normal University, Nanjing, Chine

Jiaying Lu et Ling Yao

Université de l'Académie chinoise des sciences, Pékin, Chine

Jiaying Lu

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Tous les auteurs ont approuvé la version finale. Ling Yao : méthodologie, expérimentation et analyse des données, révision et édition ; Jiaying Lu : expérience et analyse des données, préparation du projet original.

Correspondance à Ling Yao.

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Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

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Réimpressions et autorisations

Lu, J., Yao, L. Preuve observationnelle de l'impact néfaste de l'ozone inhalé sur le système respiratoire humain. BMC Public Health 23, 929 (2023). https://doi.org/10.1186/s12889-023-15902-6

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Reçu : 15 septembre 2022

Accepté : 16 mai 2023

Publié: 23 mai 2023

DOI : https://doi.org/10.1186/s12889-023-15902-6

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