circulantes du *Limules polyphemus*, une limule, appelée aussi « crabe en fer à cheval ». Le LAL possède la propriété de coaguler en présence de quantités infirmes d'endotoxines bactériennes. Selon la norme NF EN 13098, l'unité de mesure des endotoxines est l'unité d'endotoxine (UE). Cette norme standardise la détermination des endotoxines inhalables en suspension dans l'air dans les atmosphères de travail.

### 3.7. Mesure du « *Black Carbon* »

Le terme « *black carbon* » (BC) est utilisé couramment pour le carbone suie. Son aptitude à absorber le rayonnement lumineux permet de reconnaitre les particules de *black carbon* comme « la principale espèce particulaire absorbante de l'atmosphère » (Favez et al. 2012). Une mesure optique permet une estimation de ses concentrations à l'aide d'un appareil qui prélève un échantillon de l'aérosol sur un ruban en fibre de quartz et mesure l'absorption de l'énergie lumineuse provoquée par les particules. La mesure d'absorption est ensuite convertie en concentration massique.

### 3.8. Potentiel zêta (charge de surface)

Le potentiel zêta est la charge électrique d'une particule, affecté par le pH, la conductivité et la concentration ionique qui l'entourent quand elle est en suspension ou en solution. Ce paramètre détermine la toxicité des nanoparticules et il est utilisé pour évaluer leur comportement dans l'environnement. Il peut être mesuré par la technique d'analyse non destructive dite la diffusion dynamique de la lumière (DLS).
<table><caption>Tableau 15 : Avantages et inconvénients des méthodes analytiques sélectionnées pour la mesure des métaux dans l'air ambiant (Alleman and Mathe 2008)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Techniques</th><th colspan="4">Analyse sous forme liquide</th><th colspan="3">Analyse sous forme solide</th></tr><tr><th>FAAS</th><th>GFAAS</th><th>ICP-AES</th><th>ICP-MS</th><th>PIXE</th><th>XRF</th><th>INAA</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="8" style="text-align: center; font-weight: bold;">AVANTAGES</td></tr><tr><td>Faible coût</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Multi-élémentaire</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td></tr><tr><td>Analyse isotopiques</td><td></td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td></tr><tr><td>Non-destructive</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td></tr><tr><td>Sans préparation d'échantillon</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td></tr><tr><td>Large gamme de concentration</td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Grande sensibilité</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td></tr><tr><td>Rapidité d'analyse</td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td></tr><tr><td colspan="8" style="text-align: center; font-weight: bold;">INCOVENIENTS</td></tr><tr><td>Mise en solution</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Coût élevé</td><td></td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Analyse monoélémentaire</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Interférences</td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td></tr><tr><td>Bruit de fond</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td></tr><tr><td>Problème de matrice</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td></tr><tr><td>Réacteur nucléaire ou</td><td></td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td></tr><tr><td>Faible gamme de concentration</td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Faible rapidité d'analyse</td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Nombre d'éléments</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td></tr><tr><td colspan="8" style="text-align: center; font-weight: bold;">ECHANTILLONNEURS COMPATIBLES</td></tr><tr><td>Haut-volume</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td></tr><tr><td>Bas-volume</td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td><td></td><td style="background-color: #d3d3d3;">✓</td></tr></tbody></table>
### 3.9. Activité redox (potentiel oxydant)

Une des propriétés chimiques des particules est la capacité à générer des espèces réactives de l'oxygène, ou une activité peroxydante. La réactivité des particules est estimée dans des études expérimentales et leur potentiel oxydant, étudié pour mesurer la toxicité des particules, est toujours en cours de développement. Plusieurs techniques peuvent être employées afin d'estimer le potentiel oxydant des particules dans un environnement acellulaire ou dans les cellules (Baeza 2017) :

- l'essai DTT (dithiothréitol) permet de mesurer la teneur en pro-oxydants de l'échantillon en fonction de sa capacité à transférer des électrons du DTT à l'oxygène (Cho et al. 2005). En bref, l'échantillon est incubé avec du DTT pendant des durées variables et désactivé par addition d'acide 5,5'-dithiobisbis- (2-dinitro) benzoïque (DTNB) et le DTT restant est mesuré par l'absorption à 412 nm. Les résultats sont présentés en nanomoles de DTT consommé par minute par m³ d'échantillon d'air ;

- l'évaluation de l'oxydation d'une sonde fluorescente (CM-H₂DCF) ;

- la mesure de radicaux (OH, O₂⁻) par résonance paramagnétique électronique (RPE) ;

- la détection de cassures d'un ADN plasmidique ;

- la mesure de la déplétion d'anti-oxydants (urate, ascorbate et GSH) dans un fluide pulmonaire synthétique ;

- le test DHBA (dihydroxybenzoate) qui évalue la capacité des métaux de transition associés aux particules à catalyser la réaction de Fenton dans laquelle le peroxyde d'hydrogène est converti en radical hydroxyle. Les résultats sont présentés sous forme de nanomoles de dihydroxybenzoate formées par minute par m³ d'échantillon d'air (DiStefano et al. 2009).

### 3.10. Électrophilicité

L'électrophilicité, dont la relation avec la toxicologie de la pollution atmosphérique a été peu étudiée, peut entraîner une inactivation irréversible des molécules biologiques, y compris celles ayant des fonctions de régulation (Jacobs and Marnett 2010). Les électrophiles représentent une classe d'espèces chimiques réactives capables de provoquer des réponses biologiques en formant des liaisons covalentes avec des groupes fonctionnels clés au niveau de macromolécules biologiques (Eiguren-Fernandez et al. 2015).

Le contenu en électrophiles dans l'échantillon peut être mesuré par la capacité d'inactivation ou inhibition de l'enzyme glycéraldéhyde-3-phosphate déshydrogénase (GAPDH) par la technique GAPDH. La capacité d'inactiver l'enzyme est exprimée en équivalents de N-éthylmaléimide (NEM), l'électrophile standard. Les résultats sont présentés en équivalents NEM par m³ (Shinyashiki et al. 2008).
## 4. Discussion et avis d'experts

Ce chapitre nous a permis de faire un point sur les techniques qui existent et surtout celles qui sont les plus utilisées par les chercheurs, les agences de surveillance de la qualité de l'air, etc.

Il existe plusieurs méthodes de prélèvement dont le choix dépend de l'objectif de l'étude.

En effet, l'expert 5 (MCU, physico-chimiste) a attiré notre attention sur plusieurs éléments. « Lorsque vous mesurez un paramètre dans l'atmosphère, la première chose que vous vous demandez est : quel est l'objectif de cette mesure ? Si c'est un objectif de la protection de la population, la démarche sera différente que pour l'objectif de la surveillance des émissions industrielles en sortie de la cheminée ou dans le périmètre de l'usine. On ne va pas avoir la même réflexion, on n'utilisera pas les mêmes outils...on ne va pas avoir les mêmes instruments de mesures ...On ne va pas suivre des mêmes paramètres physicochimiques. Donc on va s'adapter en fonction de la question : Quelle est la question que je pose ? Et dans ce cas-là, j'ai une démarche qui est très différente en fonction de la question initiale ».

Les nouvelles technologies permettent de quantifier des particules à partir de 5 nm. Ce sont des outils complémentaires aux techniques actuelles et sont à l'essai dans quelques stations en France. Certains experts se posent la question de l'intérêt de l'utilisation de ce genre de techniques en routine de la surveillance de la qualité de l'air.

Selon l'expert 8 (Professeur, physico-chimiste) : « Plus les particules sont petites, plus la caractérisation de la masse des particules est imprécise. La quantification des particules les plus petites avec les outils traditionnels et même avec les nouvelles techniques est très focalisée sur la masse. En conséquence, quand on veut caractériser des particules dites « nanoparticules » ou « particules ultrafines », il ne faut pas mesurer la masse mais le nombre de particules ou la surface spécifique de ces particules. Le suivi des particules ultrafines, dont le diamètre aérodynamique est inférieur à 100 nm est possible avec les instruments commercialement disponibles pour les particules à partir de 5 - 10 nm de diamètre. Concernant la surveillance des PM₀,₁, je pense qu'elle peut se faire si les stations s'équipent d'instruments plus chers et plus adaptés. Mais est-ce que c'est la priorité ? Est-ce que ça sera mieux de faire plutôt un suivi de précurseurs de ces particules ? En plus, les particules grandissent très vite dans l'atmosphère, en passant assez vite en mode accumulation. Ce n'est pas une population qui est stable d'un point de vue thermodynamique, surtout dans les villes où il y a plusieurs sources. Les particules restent petites pendent quelques heures et elles grossissent, elles coagulent avec les particules plus grosses et en cas de pluie elles sont lessivées. La surveillance des particules ultrafines dans le monde du travail reste très importante mais je ne suis pas sûre pour les particules atmosphériques. Les particules de combustion qui sont de tailles plus importantes sont plus dangereuses à ce moment-là »

Le choix des techniques de prélèvements est essentiel pour les études expérimentales en toxicologie *in vitro* et *in vivo* mais il serait nécessaire d'harmoniser le choix et les techniques de prélèvements des particules (et aussi de caractérisation des particules) dans les différentes études. Cela permettrait une meilleure comparaison des résultats des différentes études. En effet, le manque d'harmonisation dans le design des études expérimentales concourt à une perte d'informations importante. Pour la surveillance de la qualité de l'air, les AASQA suivent le cadre réglementaire. En revanche, il serait important d'avoir un guide « de bonnes pratiques » dans le choix des techniques de prélèvement (et de caractérisation) dans le cadre d'études expérimentales (*in vitro* et *in vivo*). Les experts ont souligné l'importance de collaborations efficaces entre les toxicologues, les physico-chimistes et les gestionnaires de territoires.
Selon l'expert 10 (Professeur, toxicologue) : « Il parait très utile d'établir un guide méthodologique concernant la caractérisation des particules. Aujourd'hui, les particules sont caractérisées de manière différente ce qui ne permet pas de comparer les résultats »

Selon l'expert 8 (Professeur, physico-chimiste) : « Le vrai problème dans le domaine de la caractérisation des particules dans les études expérimentales est un manque de communication entre les physico-chimistes et les toxicologues. Il serait très intéressant de normaliser les protocoles de prélèvement et l'exposition des cellules ou des organismes. »

Le choix des techniques de prélèvement dépend aussi du type d'environnement où doivent être effectués ces prélèvements : environnement extérieur, atmosphère de travail (par exemple). En effet, les concentrations ne sont pas au même niveau. Des techniques avec des seuils de détection plus bas sont souvent nécessaires lors de prélèvements en air extérieur. Pour les environnements de travail, il y a une obligation de protéger la santé des travailleurs et de répondre au Code du Travail.

Comme nous l'a indiqué l'expert 6 (MCU, physico-chimiste), il existe des formations sur les techniques de prélèvements et caractérisation proposées par l'INERIS.

Parmi les techniques de caractérisation des particules, les experts ont attiré notre attention sur le potentiel oxydant, qui est pour le moment un paramètre en cours de développement.

Les experts 5 (MCU, physico-chimiste) et 6 (MCU, physico-chimiste) : « Nous travaillons avec le potentiel oxydant, qui est un paramètre global qui essaie de mesurer les espèces réactives de l'oxygène qui ont un impact sur le stress oxydatif. Ce n'est plus un composé de la particule mais sa réactivité, c'est un proxy de la réponse cellulaire qui peut être mesuré dans l'atmosphère. Plutôt qu'analyser plusieurs composés de la particule, nous cherchons plutôt un paramètre qui globalise : la taille, le nombre, la morphologie,

L'expert 10 (Professeur, toxicologue) a ajouté : « Récemment, plusieurs auteurs mesurent le potentiel oxydant des particules de façon acellulaire et vérifient le niveau de stress oxydant provoqué par ces particules afin d'établir un lien. »

Le tableau 16 récapitule l'ensemble des méthodes de caractérisation qui sont les plus utilisées dans les études liées aux effets sanitaires des particules en suspension.
<table><caption>Tableau 16 : Récapitulatif de l'ensemble des techniques de caractérisation qui sont les plus utilisées dans les études liées aux effets sanitaires des particules en suspension (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th>Paramètre étudié</th><th>Fraction des particules</th><th>Technique(s)</th><th>Unité</th><th>Norme</th><th>Domaine</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="2">Concentration massique</td><td>PM<sub>10</sub> et PM<sub>2,5</sub></td><td>TEOM-FDMS<br>Jauge par absorption beta<br>Méthode gravimétrique</td><td>µg/m<sup>3</sup></td><td>NF EN 12341</td><td>Surveillance<br>Toxicologie<br>Épidémiologie</td></tr><tr><td>PM<sub>1</sub>-PM<sub>10</sub></td><td>Microcapteurs</td><td>µg/m<sup>3</sup></td><td>-</td><td>Surveillance<br>Épidémiologie</td></tr><tr><td rowspan="2">Nombre de particules</td><td>0,1 µm à &gt; 5 µm</td><td>Compteur de particules<br>individuelles par diffusion de<br>la lumière</td><td>Nombre de particules/m<sup>3</sup></td><td>NF EN ISO 14644-1:2016<sup>10</sup></td><td>Surveillance</td></tr><tr><td>5-10 nm – 700 nm</td><td>Compteurs de noyaux de<br>condensation</td><td>Nombre de particules/m<sup>3</sup></td><td>-</td><td>Surveillance<br>Épidémiologie</td></tr><tr><td rowspan="3">Granulométrie</td><td>Taille<br>3 et 100 µm<br>50 nm à 200 µm<br>nanomètre à 5 µm</td><td>Microscopie optique<br>SEM<br>TEM</td><td>nm, µm</td><td>-</td><td>Surveillance<br>Toxicologie<br>Épidémiologie</td></tr><tr><td>DH<br>~ 0.1 nm à ~ 10 µm.</td><td>Diffusion dynamique de la<br>lumière</td><td>nm, µm</td><td>-</td><td>Toxicologie</td></tr><tr><td>Toutes les particules<br>prélevées dans l'air</td><td>XPS</td><td>%</td><td>-</td><td>Toxicologie</td></tr><tr><td>Analyse de la chimie de la surface</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Surface spécifique</td><td>Toutes les particules<br>prélevées dans l'air</td><td>Méthode BET</td><td>S = surface spécifique BET<br>[m<sup>2</sup>.g<sup>-1</sup>]<br>p = densité théorique<br>[g.cm<sup>-3</sup>]</td><td>-</td><td>Toxicologie</td></tr></tbody></table>

<footnote n="10">¹⁰ La Norme pour « Salles propres et environnements maîtrisés apparentés »</footnote>
<table><thead><tr><th>Paramètre étudié</th><th>Fraction des particules</th><th>Technique(s)</th><th>Unité</th><th>Norme</th><th>Domaine</th></tr></thead><tbody><tr><td>HAP</td><td>Toutes les particules<br>prélevées dans l'air</td><td>GC<br>HPLC</td><td>Concentration massique</td><td>NF EN 15549, la<br>spécification<br>technique XP<br>CEN/TS 16645</td><td>Surveillance<br>Toxicologie</td></tr><tr><td>Carbohydrates</td><td>Toutes les particules<br>prélevées dans l'air</td><td>GC-MS<br>HPLC-MS<br>EC-HPLC-PDA<br>HPAEC-PAD</td><td>Concentration massique</td><td>-</td><td>Toxicologie</td></tr><tr><td>CE et OC</td><td>Toutes les particules<br>prélevées dans l'air</td><td>Analyseurs Thermo-optiques</td><td>Concentration massique</td><td>NF EN 16909</td><td>Surveillance<br>Toxicologie</td></tr><tr><td rowspan="3">Caractérisation<br>globale de la<br>composition<br>chimique</td><td rowspan="3">Métaux</td><td>Destructives</td><td>GFAAS<br>ICPMS<br>ICP-AES<br>Concentration massique</td><td>EN 14902<br>-</td><td>Surveillance<br>Toxicologie</td></tr><tr><td>Non-<br>destructives</td><td>FAAS<br>XRF<br>PIXE<br>INA<br>Concentration massique</td><td>-</td><td>Surveillance<br>Toxicologie</td></tr><tr><td>Endotoxines</td><td>LAL<br>Analyseurs optiques</td><td>unité d'endotoxine (UE)<br>Concentration massique</td><td>NF EN 13098<sup>11</sup></td><td>Surveillance<br>Toxicologie</td></tr><tr><td>Black carbone</td><td>Toutes les particules<br>prélevées dans l'air</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

<footnote n="11">¹¹ La norme considère le milieu professionnel</footnote>
<table><thead><tr><th>Paramètre étudié</th><th>Fraction des particules</th><th>Technique(s)</th><th>Unité</th><th>Norme</th><th>Domaine</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="5">Potentiel oxydant</td><td rowspan="5">Toutes les particules prélevées dans l'air</td><td>essai DTT</td><td>Nmol DTT / min/m<sup>3</sup> d'air</td><td rowspan="5"></td><td rowspan="5">Toxicologie</td></tr><tr><td>CM-H2DCF</td><td>oxydation de la CM-DCF</td></tr><tr><td>ESR (RPE)</td><td>Intensité signal RPE</td></tr><tr><td>détection de cassures d'un ADN plasmidique</td><td>% de la forme relâchées</td></tr><tr><td>mesure de la déplétion d'anti-oxydants dans le RTLF</td><td>% de la déplétion en anti-oxydants</td></tr><tr><td rowspan="2">Electrophilicité</td><td rowspan="2">Toutes les particules prélevées dans l'air</td><td>test DHBA</td><td>Nmol de DHBA.min<sup>-1</sup>.m<sup>-3</sup> d'air</td><td rowspan="2"></td><td rowspan="2">Toxicologie</td></tr><tr><td>technique GAPDH</td><td>équivalents NEM par m<sup>3</sup></td></tr></tbody></table>

CM-DCF: chloromethyl derivative of dichlorofluorescein; CM-H2DCF: chloromethyl derivative of 2',7'-dichlorodihydrofluorescein; DHBA: dihydroxybenzoate; DTT: dithiothreitol; GAPDH: glyceraldehyde-3-phosphate dehydrogenase enzyme; ESR: electron spin resonance (RPE: résonance paramagnétique électronique); FAAS: flame atomic absorption spectroscopy; GC: gas chromatography; GC-MS: gas chromatography-mass spectrometry; GFAAS: graphite furnace atomic absorption spectroscopy; ICP-AES: inductively coupled plasma-atomic emission spectroscopy; ICP-MS: induced coupled plasma-mass spectroscopy; IEC-HPLC-PDA: ion exclusion chromatography high-performance liquid chromatography photodiode array detector; INAA: instrumental neutron activation analysis; HPAEC-PAD high performance anion exchange chromatography with pulsed amperometric detection; HPLC: high-performance liquid chromatography; HPLC-MS: high-performance liquid chromatography-mass spectrometry; LAL: Limulus amebocyte lysate; NEM: N-ethylmaleimide; PAH: polycyclic aromatic hydrocarbons; PIXE: particle-induced X-ray emission; RTLF: respiratory tract lining fluid; TEOM-FDMS: tapered element oscillating microbalance filter dynamic measurement system; XRF: X-ray fluorescence
Ce qu'il faut retenir :

* Les méthodes de prélèvement des particules sont des **méthodes actives** (par filtration ou impaction) ou **passives**. Le choix des techniques dépend de l'**objectif des prélèvements**.

* L'échantillonnage des particules atmosphériques PM₁₀ et PM₂,₅ dans le cadre réglementaire est normalisé (**norme EN12341**).

* Il n'existe aucune méthode analytique qui permet d'analyser les particules en leur globalité, **plusieurs techniques doivent être employées**.

* La caractérisation des particules effectuée pour la surveillance de la qualité d'air est normalisée et comprend : **la caractérisation de la concentration massique, le nombre de particules, la concentration globale de certains composants (certains HAP, métaux, carbone organique et élémentaire, analyse des ions)**

* D'autres techniques permettent de caractériser les particules et sont principalement utilisées dans les études expérimentales :

- la **microscopie** (optique, TEM ou SEM) couplée ou pas avec les autres techniques afin de caractériser la taille, la morphologie et la surface spécifique ainsi que la composition élémentaire de la particule ;

- la **technique DLS** (*dynamic light scattering*) pour déterminer le diamètre hydrodynamique et le potentiel zêta ;

- la photoémission X ou **XPS** pour l'analyse de la chimie de surface ;

- la méthode **BET** (Brunauer, Emmett and Teller) pour la surface spécifique ;

- la chromatographie pour les composants autres que règlementés (par exemple : levoglucosan ou autres anhydrides monosaccharides) ;

- l'essai LAL pour la teneur aux endotoxines.

* Le **potentiel oxydant** des particules est une mesure indirecte en cours de développement, qui permet d'évaluer le potentiel toxique global des particules.
# Chapitre IV Effets des particules sur la santé humaine

L'impact sanitaire des particules atmosphériques est maintenant bien reconnu. Le nombre important d'études concernant les impacts de ces polluants sur la santé humaine témoigne de l'intérêt scientifique dans ce domaine. En 2013, la pollution atmosphérique a été reconnue comme cancérogène pour l'Homme (Groupe 1) par le Centre International de Recherche sur le Cancer (CIRC/IARC) (IARC 2013, 2015). Le CIRC a établi une forte relation entre la concentration de particules et l'apparition de cancers dans les études *in vitro*, *in vivo* et épidémiologiques. Les plus étudiés sont les cancers broncho-pulmonaires. Selon Kulhanova et al. (2018), 4 % de tous les cas de cancers du poumon peuvent être attribués à l'exposition aux PM<sub>2.5</sub> en France. Les polluants atmosphériques sont également liés aux cancers du sein (Andersen et al. 2017; Large and Wei 2017; White et al. 2019), de la vessie (Turner et al. 2019), des reins (Tavera Busso et al. 2018) et du cerveau (Jørgensen et al. 2016).

Les premiers effets attribués aux particules en suspension dans l'air étaient liés au système cardiopulmonaire, certaines particules inhalées peuvent, en effet, facilement et rapidement atteindre les alvéoles pulmonaires et passer dans la circulation sanguine. A partir de là, elles peuvent ensuite être distribuées à différents organes tels que le foie, les reins, le cerveau et provoquer et exercer des effets toxiques, ce qui est un des mécanismes expliquant les effets systémiques des particules. Les études expérimentales, *in vitro* (sur des modèles cellulaires) ou *in vivo* (sur des modèles animaux), ont en général pour objectif d'étudier les mécanismes physiopathologiques qui apparaissent suite à une exposition aux particules atmosphériques. Le caractère expérimental de la toxicologie permet de répondre aux questions précises sur ces mécanismes, où l'élément toxique (ici : les particules atmosphériques) est souvent bien identifié. Suite à la mise en évidence d'un effet toxique dans les études *in vitro* et à sa confirmation dans les études sur les animaux, les études épidémiologiques peuvent être menées afin d'explorer la relation de causalité entre un polluant et un effet sanitaire. Les études épidémiologiques en population les plus fréquentes sont les études de cohortes et les études cas-témoins (INSERM 2011). Les informations concernant la pollution sont généralement limitées aux données issues des stations de surveillance de la qualité d'air, donc souvent elles ne prennent en compte que la taille des particules et ne donnent qu'une image grossière de l'exposition aux particules.

<figure><img src="image_34.png" /><figcaption>**Figure 29 :** Niveau de preuves des études concernant les effets de la pollution atmosphérique sur la santé (Yetley et al. 2017)</figcaption></figure>
La figure 29 présente une hiérarchie des études selon leur type dans un contexte d'évaluation de la causalité entre un facteur et un effet sanitaire. Les études mécanistiques sont considérées comme essentiels afin de reconnaitre la probabilité d'un lien et d'étudier les mécanismes dans le milieu cellulaire ou chez les animaux. Néanmoins, les résultats de ses études ne sont pas considérés dans des évaluations des risques liés à l'exposition aux particules atmosphériques, parce que les résultats obtenus dans des conditions contrôlées de laboratoire au niveau d'organismes modèles ne peuvent pas être comparés aux conditions réelles. De ce fait, les études épidémiologiques, de préférence les essais contrôlés et randomisés et les études du type cohorte sont considérés comme les plus fiables. La synthèse des résultats de plusieurs études sur un couple polluant/effet sanitaire est une méta-analyse, qui permet d'estimer plus précisément le niveau de preuves existantes et de calculer le risque relatif cumulé, applicable ensuite dans l'évaluation d'impact sanitaire (EQIS) dont nous parlerons dans le chapitre VI. La qualité du faisceau de preuves mise en évidence par les méta-analyses est donc la plus importante dans une méta-analyse.

La difficulté de la caractérisation du lien de causalité entre un polluant et un effet sanitaire est liée, entre autres, aux manques de cohérence entre les études. En effet, la variété des méthodes d'évaluation de l'exposition (ex. les différentes méthodes statistiques, les différentes méthodes de prélèvement) est souvent la raison pour laquelle le lien de causalité entre la pollution, notamment particulaire et certains effets sanitaires ne peut pas être établi s'il existe.

Les effets sanitaires des polluants atmosphériques sont souvent présentés dans deux catégories : les effets à court terme (0-7 jours d'exposition) et à long terme (plus que 7 jours). Cette classification peut être considérée comme artificielle si on prend en compte le fait que la répétition des effets à court terme peut conduire à des effets à long terme (Charpin et al. 2016). En conséquent, les effets à court terme sont souvent inclus dans les effets à long terme, car ils résultent de mécanismes physiopathologiques complexes, conduisant à la genèse de pathologies (Corso et al. 2019). Néanmoins, aujourd'hui, cette différenciation est toujours présente dans les études épidémiologiques : elle permet de distinguer les effets sanitaires qui apparaissent en quelques jours après l'exposition et sont souvent liés aux aggravations des maladies chroniques (effets à court terme) et ceux qui apparaissent après une longue période d'exposition et donc plutôt liés au développement des pathologies chroniques (effets à long terme). Les effets à court terme sont généralement la résultante de fluctuations des polluants gazeux et particulaires allant jusqu'aux niveaux de pics de pollutions. L'exposition à la pollution atmosphérique peut provoquer les effets sanitaires chroniques (par exemple le cancer) et aigues (les crises d'asthme, la pneumonie etc.). Il a été démontré que le niveau moyen annuel de la pollution contribue plus au développement des maladies chroniques que les épisodes de pics de pollution (Charpin et al. 2016). En revanche, les fluctuations ponctuelles de la concentration des polluants est plus susceptible de provoquer les symptômes aigues de différentes gravités.

# 1. Distribution des particules dans le système respiratoire de l'Homme

Les principaux mécanismes de dépôt des particules dans le système respiratoire pendant l'inspiration d'un cycle de respiration sont montré dans la figure 30 (BIT 2019). Les particules qui ont une énergie cinétique importante, généralement celles qui sont caractérisées par un diamètre aérodynamique supérieur à 2 µm peuvent se déposer par impaction à des vitesses relativement élevées. Les particules plus petites, entre 1 et 2 µm de diamètre aérodynamique, se déposent par sédimentation plus bas dans les voies respiratoires avec une vitesse moins importante. Les particules ultrafines sont déposées par diffusion quand elles entrent en collision avec des molécules d'air pendant plusieurs cycles respiratoires successifs (BIT 2019; Oberdörster et al. 2005). Ces dernières sont donc présentes dans toutes les régions de système respiratoire, y compris la région alvéolaire.
<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>**Figure 30 :** Mécanisme de déposition des particules dans les voies respiratoires (BIT 2019)</figcaption></figure>

Les principaux facteurs qui influencent la pénétration des particules dans le système respiratoire sont la taille et la structure des voies respiratoires, le schéma respiratoire (débit et volume), la voie inspiratoire (nez versus bouche) et la taille des particules inhalées. Witschger and Fabriès (2005) ont distingué trois régions anatomiques distinctes où les particules peuvent être déposées : la région extra-thoracique (incluant la bouche, les fosses nasales, le larynx et le pharynx), l'arbre trachéo-bronchique et la région alvéolaire (comprenant les bronchioles terminales et les alvéoles). La distribution granulométrique des particules varie entre les zones de dépôt. La figure 31 montre le dépôt total des particules entre 1 nm et 100 µm chez un sujet de « référence » qui respire majoritairement par la bouche ou le nez, qui passe un tiers du temps assis et deux tiers à une activité légère. Selon ce modèle proposé par le CIPPR, les particules ultrafines supérieurs à 10 nm sont les plus susceptibles de se déposer dans la région alvéolaire et celles qui ont un diamètre aérodynamique < 10 nm dans la région extra-thoracique ou trachéo-bronchique en raison de leur forte diffusivité (Witschger and Fabriès 2005). Les modèles mathématiques aident à comprendre comment la taille peut influencer le dépôt des particules, en tenant compte de la taille de la particule unitaire. Cependant, le dépôt des particules peut être modifié par le phénomène d'agrégation et d'agglomération des particules.

<figure><img src="image_36.png" /><figcaption>**Figure 31 :** Prédiction du dépôt total et régional des particules dans les voies respiratoires chez l'Homme en fonction de la taille des particules. Les calculs ont été effectués avec logiciel LUDEP et représentent les prédictions pour un sujet respirant majoritairement par la bouche (pointillées) ou le nez (ligne continue) (Witschger and Fabriès 2005)</figcaption></figure>
## 2. Mécanismes d'épuration

Les principaux mécanismes de protection contre les particules atmosphériques sont (1) la translocation physique des particules par différents mécanismes et (2) la clairance chimique. Le deuxième groupe est principalement liés aux processus de dissolution, lessivage et liaison protéique qui peuvent être activés dans les trois régions de dépôt des particules. Le lessivage correspond à la perte des éléments de la matrice de la particule, par exemple la perte d'ions Na⁺ à partir de fibres d'amiante due à la dissolution en milieu intra ou extracellulaire. Les particules solubles dans le milieu biologique ou les composants solubles des particules peuvent subir une dissolution chimique et être ensuite absorbés et diffusés vers les compartiments cellulaires et le système sanguin. Ces éléments solubles pourront ensuite être liés aux protéines (ou autres structures subcellulaires) pour être éventuellement éliminés par le système sanguin et/ou lymphatique. Ces mécanismes sont applicables uniquement pour les particules bio-solubles et dépendent des conditions extra et intracellulaires (Oberdörster et al. 2005).

En revanche, les phénomènes de translocation physique dépendent de la zone de dépôt dans le système respiratoire (Fig. 32 et Tab. 17).

### 2.1. Ascenseur muco-ciliaire et phagocytose

Les particules les plus grosses déposées dans l'arbre pulmonaire peuvent être éliminées du système respiratoire par translocation par l'ascenseur muco-ciliaire. Grâce aux cellules ciliées de l'épithélium de la trachée et des bronches, le mucus qui contient les particules est envoyé vers le système digestif afin d'être éliminé. Normalement, ce mécanisme permet d'éliminer les particules en moins de 24h (Ostiguy et al. 2006).

<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>**Figure 32** : Voies de dégagement des particules (dépôt) dans et hors des voies respiratoires (Oberdörster et al. 2005)</figcaption></figure>

Les particules plus petites qui ont atteint le niveau alvéolaire, au contact de l'épithélium, peuvent être phagocytées par les macrophages qui les dirigent vers l'ascenseur muco-ciliaire pour les éliminer via le système
digestif. Ce processus ne permet pas une élimination rapide : la demi-vie des particules les plus petites peut aller jusqu'à 700 jours chez l'Homme (Oberdörster et al. 2005). L'efficacité de ce mécanisme de clairance dépend fortement de l'efficacité des macrophages alvéolaires pour « détecter » les particules déposées, se déplacer vers le site de leur dépôt, puis les phagocyter. Ce processus de phagocytose des particules déposées a lieu en quelques heures (6 à 12 h) après le dépôt. La quasi-totalité des particules est phagocytée par des macrophages alvéolaires, pour être ensuite éliminées par la lente clairance alvéolaire. Cependant, il semble que la cascade d'événements conduisant à une clairance médiée par les macrophages alvéolaires soit dépendante de la taille des particules. Puis, les particules deviennent disponibles pour leur transfert jusqu'aux différents systèmes dans le corps humain notamment pour le compartiment gastro-intestinal (Aitken et al. 2004). De plus, des études montrent une toxicité des particules, notamment des plus fines pour les macrophages ce qui induit une perturbation de cette élimination des particules par les macrophages (Fan et al. 2019).

<table><caption>**Tableau 17 : Voies d'élimination des particules dans et hors des voies respiratoires (Günter Oberdörster, Oberdörster, and Oberdörster 2005)**</caption><thead><tr><th></th><th>Mécanisme</th><th>Région</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="7">Translocation physique</td><td>Mouvement muco-ciliaire</td><td>Extra-thoracique, trachéo-bronchique</td></tr><tr><td>Phagocytose des macrophages</td><td>trachéo-bronchique, alvéolaire</td></tr><tr><td>Endocytose épithéliale</td><td>Extra-thoracique, trachéo-bronchique, alvéolaire</td></tr><tr><td>Translocation interstitielle</td><td>trachéo-bronchique, alvéolaire</td></tr><tr><td>Drainage lymphatique</td><td>trachéo-bronchique</td></tr><tr><td>Circulation sanguine</td><td>trachéo-bronchique, alvéolaire</td></tr><tr><td>Capteurs de neurones</td><td>Extra-thoracique, trachéo-bronchique</td></tr><tr><td rowspan="3">Clairance chimique</td><td>Dissolution</td><td rowspan="3">Extra-thoracique, trachéo-bronchique, alvéolaire</td></tr><tr><td>Lessivage</td></tr><tr><td>Liaison protéique</td></tr></tbody></table>

Si les macrophages alvéolaires sont dépassés (par exemple suite à l'exposition d'un nombre très important de particules), les particules peuvent interagir avec les cellules épithéliales respiratoires qui tapissent les alvéoles. Les particules peuvent traverser la barrière par internalisation et par transcytose et ensuite être transportés par le sang dans différents organes (Fig. 33).
<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>**Figure 33 :** Biocinétique des nanoparticules. Voies d'absorption et de translocation démontrées (confirmed routes) et potentiel (potentiel routes) : PNS, système nerveux périphérique, CNS – système nerveux central (Günter Oberdörster, Oberdörster, and Oberdörster 2005)</figcaption></figure>

Ce phénomène de passage dans le sang dépend de la taille, de la surface spécifique des particules, ainsi que de leur charge et de la chimie de surface (Oberdörster et al. 2005). Ensuite, leur réactivité et la présence de certains xénobiotiques peuvent conduire à la production d'espèces radicalaires (ou réactives) de l'oxygène (ERO, ang. reactive oxygen species, ROS) qui peuvent dépasser les défenses antioxydantes et provoquer un stress oxydant. Alors que les métaux de transition sont reconnus comme des moteurs importants de la production d'EROs, les composés organiques comme les HAP induisent leur production *via* des quinones redox-actives. Par conséquent, le potentiel redox des particules dépend fortement de leur composition chimique. Les EROs sont des radicaux libres présents dans les cellules normales suite à la réduction tétravalente de l'oxygène en eau. Leur concentration est régulée par les systèmes antioxydants, qui peuvent être néanmoins déséquilibrés par une production excessive d'EROs ou une diminution des capacités antioxydants (Migdal and Serres 2011). Au niveau cellulaire, cela entraîne des réponses inflammatoires impliquant un afflux de neutrophiles dans les poumons, une régulation positive des cytokines pro-inflammatoires et de facteurs de nécrose tumorale. Selon le niveau de stress oxydant, trois types de mécanismes peuvent se mettre en place (Baeza and Marano 2007):

* Étape 1 : **défense anti-oxydante liée à un faible niveau de stress oxydant** : afin de restaurer l'homéostasie de la cellule, l'élément de réponse aux antioxydants est activé par le facteur de transcription Nrf2, ce qui conduit à la transcription des enzymes anti-oxydantes ;

* Étape 2 : **inflammation** : un niveau intermédiaire de stress oxydant, qui provoque l'activation de la cascade des MAP-kinases et du facteur de transcription NF-κB qui induisent la réponse pro-inflammatoire ;

* Étape 3 : **niveau élevé de stress oxydant** : active le programme d'apoptose par la voie mitochondriale, ou éventuellement la nécrose de la cellule.
Au niveau de l'organisme, la destruction cellulaire peut conduire directement à certaines pathologies (par exemple cancers et maladies cardio-vasculaires), à une réaction inflammatoire ou à un affaiblissement des défenses immunitaires (Baeza 2016). Les effets biologiques liés aux particules dépendent donc du potentiel oxydant des particules, qui a été proposé comme une des métriques complémentaires à la masse des particules atmosphériques pour évaluer leur toxicité (Baeza 2017).

# 3. Effets sanitaires des particules en fonction des différents organes-cibles

## 3.1. Analyse bibliostatistique

Une analyse bibliostatistique a été effectuée afin d'estimer le niveau d'intérêt scientifique et le niveau de confiance scientifique accordés aux différents groupes d'effets sanitaires sélectionnés. Les mots-clés ont été précisément choisis pour chaque groupe d'effets sanitaires en utilisant les thesaurus MeSH (Medical Subject Headings)<fnref n="12" /> dans la base de données PubMed (Annexe 8). Ce système d'indexation utilise des mots-clés hiérarchisés qui permettent de prendre en compte automatiquement les synonymes dans la recherche. Chaque formule est constituée de trois parties :

1) "Particulate Matter"[Mesh] – qui précise que toutes les particules atmosphériques, de toutes les tailles et de toutes les sources sont prises en compte.

2) "Groupe de pathologie"[Mesh], par exemple « cardiovascular diseases », « liver diseases » afin de préciser le système (ou groupe d'organes etc.) pris en compte pour la recherche.

3) Un supplément NOT ("Tobacco Use"[Mesh] OR "Tobacco Smoke Pollution"[Mesh] OR "Cigarette Smoking"[Mesh]) a été ajouté afin d'éliminer les résultats qui concernent l'impact du tabac sur la santé.

Chaque recherche a été effectuée pour les études publiées entre le 01/01/2015 et le 31/12/2019. Les résultats sont divisés en 3 catégories : le nombre total d'articles, le nombre d'articles ayant trait aux études épidémiologiques (recherchées avec un supplément « Epidemiologic study » ajouté à la formule de recherche), et le nombre de méta-analyses (recherchées avec un supplément « Meta-Analysis [Publication Type] » ajouté afin d'inclure les articles remplissant les critères d'une méta-analyse). Selon la définition de PubMed : le terme Meta-Analysis [Publication Type] correspond aux « travaux consistant en des études utilisant une méthode quantitative pour combiner les résultats d'études indépendantes (généralement tirées de la littérature publiée) et synthétiser des résumés et des conclusions qui peuvent être utilisés pour évaluer l'efficacité thérapeutique, planifier de nouvelles études, etc. Il s'agit souvent d'un aperçu des essais. Elle est généralement appelée méta-analyse par l'auteur ou l'organisme parrain et doit être différenciée des revues de littérature. ». Dans le domaine des effets sanitaires liés à la pollution de l'air, les méta-analyses permettent de calculer le risque cumulatif d'un couple polluant-effet sur la santé, exprimé typiquement comme le risque relatif (RR), odds ratio (OR, rapport des chances), de l'excès de risque (ER), hazard ratio (HR), selon la méthode de calcul appliquée par les auteurs et le type d'études épidémiologiques (Tab. 18). Les plus souvent utilisés sont les RR et les OR. Le RR peut être appliqué pour les études de type 'cohorte', tandis que les OR peuvent être utilisés pour tous les types d'études. En pratique, ces deux valeurs peuvent être souvent interprétés dans la même manière.

<footnote n="12">¹² Selon Inserm : Le MeSH (Medical Subject Headings) est le thésaurus de référence dans le domaine biomédical. La NLM (U.S. National Library of Medicine), qui l'a construit et le met à jour chaque année, l'utilise pour indexer et permettre d'interroger ses bases de données, notamment MEDLINE/PubMed.</footnote>
<table><caption>**Tableau 18 :** La comparaison entre les différentes mesures de risque cumulatif présentées dans les études épidémiologiques (Labarere 2011, RECORD 2020)</caption><thead><tr><th></th><th>Définition</th><th>Calcul</th><th>Absence d'association</th><th>Significative à IC95% si</th></tr></thead><tbody><tr><td>Risque Relatif (RR)</td><td>Un rapport du risque de maladie chez les sujets exposés et non-exposés</td><td>RR = R1 / R0<br>RR : [0, +∞]<br>RR%=(RR- 1) × 100%</td><td>RR=1</td><td>IC95%<br>exclus la<br>valeur 1</td></tr><tr><td>Hazard ratio rapport de risque (HR)</td><td>Un rapport du risque de maladie chez les sujets exposés et non-exposés, avec une dimension temporelle supplémentaire (durée de suivi différente)</td><td>HR= R1 / R0<br>HR : [0, +∞]</td><td>HR=1</td><td>IC95%<br>exclus la<br>valeur 1</td></tr><tr><td>Odds ratio rapport des chances (OR)</td><td>Probabilité d'apparition d'un évènement divisé par la probabilité de non-apparition de cet évènement</td><td>OR = <sup>R<sub>1</sub></sup>⁄<sub>R<sub>0</sub></sub> ÷ (1 - R<sub>1</sub>) ÷ (1 - R<sub>0</sub>)<br>OR : [0, +∞]</td><td>OR=1</td><td>IC95%<br>exclus la<br>valeur 1</td></tr><tr><td>Augmentation en pourcentage</td><td>RR, HR ou OR exprimé en pourcentage</td><td>RR%=(RR- 1) × 100%<br>HR%=(HR- 1) × 100%<br>OR%=(OR-1) × x100%</td><td>RR%=0%<br>HR%=0%<br>OR%=0%</td><td>IC95%<br>exclus la<br>valeur 0%</td></tr><tr><td>Excès de risque (ER)</td><td>Différence entre le risque de maladie chez les sujets exposés et non-exposés</td><td>ER = R1 - R0</td><td>ER=0</td><td>IC95%<br>exclus la<br>valeur 0</td></tr></tbody></table>

R1 : risque de maladie chez les sujets exposés, R0 : risque de maladie chez les sujets non-exposés

L'établissement de ces valeurs peut être effectuée sous condition de disponibilité d'un nombre important d'études épidémiologiques de haute qualité qui peuvent porter une information fiable sur les effets sanitaires provoqués par un polluant. L'hétérogénéité, le risque de biais dans les publications et les facteurs confondantes majeurs doivent être prises en compte afin d'évaluer la force de l'association.

Si nous prenons l'exemple des RR, ils sont exprimés par une valeur principale et un intervalle de confiance à 95 % [IC95%] qui permet d'estimer la précision de l'estimation du risque relatif. Les résultats peuvent être interpréter de manière suivante (Labarere 2004) :

RR = 1 : absence de relation entre le facteur de risque et la maladie ;

RR > 1 : risque accru de maladie (facteur de risque) ; significative si IC95% exclus la valeur 1 ;

RR < 1 : risque réduit de maladie (facteur protecteur) ; significative si IC95% exclus la valeur 1.

Le nombre total d'articles donne une information sur l'intérêt scientifique porté sur un groupe d'effets alors que les méta-analyses sont, avec les revues systématiques de la littérature, considérées comme mettant en lumière un niveau de preuve plus élevé sur la relation de causalité que les études expérimentales.

Sur la base du nombre d'articles publiés, les effets sanitaires ont été classés en trois groupes selon le niveau d'intérêt scientifique :

1) Premier cercle d'intérêt scientifique, bénéficiant d'un intérêt important de la part de la communauté scientifique : au moins 500 articles publiés les 5 derniers années ;

2) Deuxième cercle d'intérêt scientifique, bénéficiant d'un intérêt modéré de la part de la communauté scientifique : entre 500 et 100 articles publiés les 5 derniers années ;

3) Troisième cercle d'intérêt scientifique, bénéficiant d'un intérêt faible de la part de la communauté scientifique ou mettant en lumière des sujets émergents : moins de 100 articles publiés les 5 derniers années.
Selon le niveau de preuve épidémiologique des effets sanitaires liés à l'exposition à la pollution atmosphérique, les groupes d'effets sanitaires ont été classé comme avérés, probables, potentiels et sans preuves suffisantes pour affirmer le lien de causalité entre l'exposition aux particules et la survenue de l'effet sanitaire.

1) **les effets avérés:** au moins 11 articles type « méta-analyse » publiés les 5 dernières années montrant une association significative entre au moins un indicateur de la pollution et un effet sanitaire classé dans un groupe d'effets correspondant ; les facteurs de confusion et les risque de biais sont pris en compte et ne changent pas la confiance donnée aux résultats des études épidémiologiques.

2) **les effets probables:** entre 3 et 10 articles type « méta-analyse » publiés les 5 dernières années montrant une association significative entre au moins un indicateur de la pollution et un effet sanitaire classé dans un groupe d'effets correspondant ; les facteurs de confusions et les risque de biais existent et sont pris en compte, mais peuvent influencer la confiance donnée aux résultats des études épidémiologiques.

3) **les effets potentiels:** 1 ou 2 articles type « méta-analyse » publiés les 5 dernières années montrant un lien qui n'est pas significatif ; plusieurs facteurs de confusion et les risques de biais diminuent la fiabilité des résultats.

4) **les effets sans preuves suffisantes :** pas d'étude type « méta-analyses », un nombre faible des études épidémiologiques de qualité ne permet pas d'évaluer de lien.

Les résultats de ce classement sont présentés dans le tableau récapitulatif ci-dessous (Tab. 19).
<table><caption>Tableau 19 : Proposition de classification des organes et systèmes impactés selon le niveau de preuves (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Groupe</th><th rowspan="2">Classes d'effet</th><th colspan="3">Nombre de publications (01/01/2015-31/12/2019)</th><th colspan="2">Effets sanitaires majeurs pour lesquels l'association a été établis dans les méta-analyses publiés sur la période (01/01/2015-31/12/2019)</th></tr><tr><th>Total</th><th>Méta-analyse</th><th>Epidémiologie</th><th>À court terme</th><th>À long terme</th></tr></thead><tbody><tr><td>Santé respiratoire</td><td rowspan="2">Première cercle</td><td>1971</td><td>12</td><td>422</td><td>BPCO, pneumonie, asthme, morbidité, hospitalisation et mortalité respiratoire</td><td>Cancer du poumon, troubles associés à une respiration sifflante, rhinite allergique infantile</td></tr><tr><td>Système cardiovasculaire</td><td>802</td><td>17</td><td>209</td><td>AVC, hypertension, arythmie cardiaque, infarctus du myocarde, fibrillation auriculaire, pression artérielle, rythme cardiaque, fonction vasculaire, risque d'arrêt cardiaque hors hôpital</td><td>Hypertension, maladie cardiovasculaire, athérosclérose, cardiopathie ischémique, AVC, pression artérielle</td></tr><tr><td>Santé neurologique</td><td rowspan="3">Deuxième cercle</td><td>241</td><td>3</td><td>65</td><td>-</td><td>Démence, maladie d'Alzheimer, troubles du spectre autistique, maladie de Parkinson</td></tr><tr><td>Santé périnatale</td><td>219</td><td>8</td><td>87</td><td>-</td><td>Chez l'enfant jusqu'à 14 ans : asthme, Chez les nourissons : maladie cardiaque congénitale, risque de naissance prématurée, faible poids à la naissance, mort à la naissance</td></tr><tr><td>Diabète /métabolisme</td><td>170</td><td>3</td><td>56</td><td>-</td><td>Chez la mere : diabète gestationnel</td></tr><tr><td>Maladies de la peau</td><td rowspan="4">Troisième cercle</td><td>95</td><td>1</td><td>24</td><td>Effets négatifs sur la peau (dermatite atopique (MA), eczéma et vieillissement cutané, etc.)</td><td>-</td></tr><tr><td>Maladies du système digestif</td><td>74</td><td>2</td><td>17</td><td>-</td><td>Cancer d'estomac, cancer du foie</td></tr><tr><td>Maladies urologiques</td><td>39</td><td>1</td><td>11</td><td>-</td><td>Incidents de cancer du parenchyme rénal</td></tr><tr><td>Maladies oculaires</td><td>53</td><td>0</td><td>18</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Maladies auto-immunes et allergies</td><td rowspan="3">Sans preuves suffisantes</td><td>38</td><td>0</td><td>14</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Squelette et articulation</td><td>35</td><td>0</td><td>15</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Maladies hématologiques</td><td>13</td><td>0</td><td>7</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Troubles de la reproduction</td><td></td><td>10</td><td>0</td><td>2</td><td>-</td><td>-</td></tr></tbody></table>
## 3.2. Premier cercle d'intérêt scientifique – les effets avérés

Le premier cercle d'intérêt scientifique a regroupé les effets de la pollution atmosphérique sur la santé respiratoire et cardiovasculaire (Tab. 20). Les effets néfastes des particules atmosphériques sur ces deux groupes ont été classés comme avérés due à une forte association avec l'exposition à court terme et à long terme aux particules atmosphériques confirmée par les résultats obtenus par plusieurs méta-analyses.

### 3.2.1. Impacts des particules sur la santé respiratoire

L'intérêt scientifique sur les effets des particules atmosphériques sur les maladies respiratoires est très important, avec 1 971 articles publiés entre 2015 et 2019, dont 422 études épidémiologiques et 12 méta-analyses.

Le système respiratoire est la cible principale des polluants atmosphériques car c'est leur principale voie d'entrée dans l'organisme. Les symptômes les plus fréquemment observés au niveau des voies respiratoires supérieures sont la rhinite non allergique, l'érythème de la muqueuse nasale, la sinusite, les démangeaisons nasales, la rhinorrhée, la congestion nasale, l'éternuement, la bouche et la gorge sèches et la toux sèche et une toux productive au niveau des voies aériennes inférieures (Shusterman 2011). Les particules respirables peuvent entrer plus loin dans les voies respiratoires et provoquer des maladies broncho-pulmonaires ou exacerber des maladies pulmonaires préexistantes (Huang et al. 2015). Quatre principaux mécanismes sont responsables de pathologies respiratoires : la réponse au stress oxydant, le remodelage des voie aériennes, l'inflammation et les réponses immunologiques (Charpin et al. 2016). De plus, les particules peuvent modifier l'expression de certains gènes liés à la production des antioxydants, ce qui provoque des lésions inflammatoires de l'épithélium bronchique. Les mécanismes épigénétiques modifient l'expression des gènes qui sont engagés dans la réponse immunologique, par exemple les gènes responsables de la fonction régulatrice des lymphocytes T-régulateurs (Charpin et al. 2016).

Parmi une variété de pathologies du système respiratoire, voici celles qui ont été reconnues et confirmées par des méta-analyses publiées entre le 01/01/2015 et le 31/12/2019 (Tab. 20) :

A) Les effets observés à court terme (jusqu'à 7 jours après l'exposition) sont :

* **la pneumonie chez les enfants** : l'exposition aux PM₁₀ et PM₂.₅ a été associée avec le risque de la pneumonie chez les enfants de moins de 5 ans (Nhung et al. 2017), pour une augmentation de 10 µg/m³ de polluants, l'excès de risque (ER%), significatif, était de 1,5 % (IC 95% : 0,6% -2,4%) pour les PM₁₀ et de 1,8 % (IC 95%: 0,5% -3,1%) pour les PM₂.₅.

* **la bronchopneumopathie chronique obstructive (BPCO)** : les concentrations extérieures ambiantes de PM₂.₅, de NO₂ et de SO₂ étaient significativement et positivement associées à la morbidité et à la mortalité liées à la BPCO (Li et al. 2016) (DeVries et al. 2017). Une augmentation des PM₂.₅ de 10 µg/m³ était associée aux visites aux urgences et hospitalisations liées à la BPCO RR = 1,03 (IC 95%: 1,02-1,03) (DeVries et al. 2017). De même, Li et al. (2016) ont montré qu'une augmentation de 10 µg/m³ des PM₂.₅ était associée à une augmentation de 3,1% (IC 95%, 1,6% - 4,6%) des hospitalisations pour BPCO et une augmentation de 2,5% (IC 95%, 1,5% -3,5%) de la mortalité due à la BPCO.

* **l'asthme** : l'exposition à court terme aux PM₂.₅ et PM₁₀ a augmenté le nombre des passages aux urgences liés à l'asthme pour les enfants, les adultes et les personnes âgées, d'après les résultats obtenues par Zheng et al. (2015) (RR = 1,010 - IC95% : 1,008-1,013 pour les PM₁₀ et RR = 1,023 - IC 95% : 1,015-1,031 pour les PM₂.₅). Lim et al. (2016) ont confirmé l'impact de PM₂.₅ sur les hospitalisations et les passages aux urgences pour l'asthme pour les enfants (RR=1,048 - IC95% : 1,028-1,067).

* **la mortalité respiratoire** ont été étudié dans plusieurs articles épidémiologiques. Une méta-analyse de Fajersztajn et al. (2017) a permis de confirmer qu'une augmentation de 10 µg/m³ de PM₂.₅ est liée à la mortalité pour cause respiratoire (RR = 1,02 - IC95% : 1,02-1,02). De plus, l'exposition aux PM₂.₅ augmente le risque de décès respiratoires quotidiens selon (Ren et al. 2017). Chaque augmentation de 10 µg/m³ de PM₂.₅ était associée à une augmentation de 0,30 % (IC95% : 0,10 - 0,50) des décès respiratoires quotidiens.
B) Les effets observés à long terme

* **le cancer de poumon** : la méta-estimation du risque de cancer du poumon associé aux PM<sub>2.5</sub> était de 1,11 pour la mortalité (IC 95%: 1,05 - 1,18) et de 1,08 (IC 95%: 1,03 -1,12) pour l'incidence selon Huang et al. (2017) ;

* **le rhinite allergique infantile** : les particules atmosphériques ont été associés avec la rhinite allergique chez les enfants avec un OR = 1,12 (IC 95% : 1,06-1,19) pour les PM<sub>10</sub> et OR = 1,17 (IC 95% : 1,09-1,25) pour les PM<sub>2.5</sub> (Zou et al. 2018) ;

* **les troubles associés à une respiration sifflante** : l'exposition aux PM<sub>2.5</sub> et aux PM<sub>1</sub> à long terme peuvent augmenter le risque de la respiration sifflante chez les enfants selon une méta-analyse de Luong et al. (2019) (RR = 1,01, IC 95% : 1,00-1,02 pour les PM<sub>2.5</sub>, RR = 1,02, IC 95% : 1,01-1,03 pour les PM<sub>1</sub>)

3.2.2. Système cardiovasculaire

Les effets cardiovasculaires des particules atmosphériques sont les deuxièmes effets reconnus par la communauté scientifique après les effets sur la santé respiratoire. L'intérêt scientifique dans ce domaine est très fort, avec 802 articles publiés entre 2015 et 2019, dont 209 études épidémiologiques et 17 méta-analyses.

Trois mécanismes principaux par lesquels les PM<sub>2.5</sub> peuvent impacter le système cardiovasculaire ont été reconnus (Fig. 34). Les particules qui peuvent passer dans les voies respiratoires inférieures et accéder aux alvéoles pulmonaires peuvent directement provoquer un déséquilibre du système cardiovasculaire mais aussi un stress oxydant au niveau de l'endothélium vasculaire. Ainsi, les médiateurs pro-oxydatifs et pro-inflammatoires peuvent être libérés au niveau des poumons (par exemple les cytokines) et passer dans la circulation systémique et influencer indirectement différents organes. De plus, les particules peuvent influencer le système cardiovasculaire indirectement par action sur le système nerveux autonome, par exemple l'inhibition du système nerveux parasympathique ou l'activation du système nerveux sympathique (Brook 2008).

<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>**Figure 34** : Mécanismes par lesquels les particules en suspension provoquent des maladies cardiovasculaires (Brook 2008) AT2, angiotensin II; CVA, cerebrovascular accident; CHF, congestive heart failure; ET, endothelins; MI, myocardial infarction; ROS, reactive oxygen species; UFP, ultra-fine particles; WBC, white blood cells</figcaption></figure>
Les troubles cardiovasculaires ont été considérés comme les causes majeures de décès en 2016 dans le monde en général. Selon l'OMS (2018), la pathologie cardiovasculaire ischémique et l'accident vasculaire cérébral ont été responsables de 17,9 millions de décès en 2017 et restent les principales causes de décès dans le monde au cours des 15 dernières années. Une méta-analyse effectuée sur 16 études indépendantes a permis de calculer un RR combiné de la mortalité liée aux maladies cardiovasculaires. Celui-ci était de 1,12 (IC95% : 1,08 - 1,16) pour chaque augmentation de 10 µg/m³ en PM<sub>2.5</sub>, mais il n'était pas significatif pour les PM<sub>10</sub> (Liu et al. 2018b).

Les effets reconnus et induits par la pollution atmosphérique sur le système cardiovasculaire sont :

A) Les effets à court-terme (jusqu'à 7 jours après l'exposition) :

* **l'accident vasculaire cérébral (AVC)** : plusieurs études épidémiologiques montrent une association entre la pollution atmosphérique et la morbidité et la mortalité par AVC (Fisher et al. 2019; Tian et al. 2018; Wing et al. 2017). Une relation entre l'exposition à court terme aux PM<sub>2.5</sub> et PM<sub>10</sub> et l'admission à l'hôpital pour AVC ou la mortalité a été confirmée dans une méta-analyse (Shah et al. 2015) (PM<sub>2.5</sub>: RR = 1,011, IC95% : 1,011-1,012 ; PM<sub>10</sub>: RR = 1,003, IC 95% : 1,002-1,004). De plus, Fu et al. (2019) ont montré une forte association entre les PM<sub>2.5</sub> et l'incidence et la mortalité liées aux AVC (RR = 1.01, IC95% : 1,01-1,02 et RR = 1.02, 95%IC : 1,02-1,04, respectivement).

* **l'hypertension artérielle**: les expositions à court terme à deux (PM<sub>2.5</sub> et SO<sub>2</sub>) et quatre polluants atmosphériques (PM<sub>10</sub>, PM<sub>2.5</sub>, SO<sub>2</sub> et NO<sub>2</sub>) étaient associées de manière significative avec l'hypertension (OR : entre 1,05 - 1,10), la pression systolique (valeurs de coefficient de régression β : 0,53-0,75 mmHg) et la pression diastolique (valeurs de coefficient de régression β : 0,15 - 0,64 mmHg) (Yang et al. 2018a). Un lien a été également trouvé par Cai et al. (2016c) pour les PM<sub>2.5</sub> et PM<sub>10</sub> (OR = 1,069, IC 95% : 1,003-1,141 et OR = 1,024, 95% CI : 1,017-1,030 pour chaque 10 µg/m<sup>3</sup>, respectivement).

* **la thrombose veineuse** : une méta-analyse a montré un lien entre l'exposition aux PM<sub>2.5</sub> et la thrombose veineuse (OR = 1,005), mais l'association n'a pas été statistiquement significative (IC95% CI = 0.998-1.012) (Tang et al. 2016).

* **l'arythmie cardiaque** : Song et al. (2016) ont montré, sur la base de 23 études, que l'hospitalisation ou la mortalité liée à l'arythmie ont été associées à des augmentations de PM<sub>2.5</sub> (RR = 1,015 pour une augmentation de 10 µg/m<sup>3</sup>, IC95% : 1,006 - 1,024) et PM<sub>10</sub> (RR = 1,009 pour 10 µg/m<sup>3</sup>, IC95% : 1,004 - 1,014).

* **l'infarctus du myocarde** : les résultats d'une méta-analyse effectuée par Cai et al. (2016a) ont démontré qu'une augmentation des PM<sub>10</sub> et des PM<sub>2.5</sub> est associée avec un accroissement des hospitalisations et de la mortalité des patients atteints par un infarctus du myocarde (PM<sub>10</sub>: RR pour une augmentation de 10 µg/m<sup>3</sup> = 1,011, IC95% : 1,006 - 1,016 ; RR pour une augmentation de 10 µg/m<sup>3</sup> = 1,008, IC 95% : 1,004-1,012, respectivement, PM<sub>2.5</sub>: (RR pour 10 µg/m<sup>3</sup> = 1,024, IC 95% 1,007 - 1,041 et RR pour 10 µg/m<sup>3</sup> = 1,12, IC95% : 1,010 - 1,01, respectivement). De plus, le risque d'infarctus du myocarde a été associé avec la concentration en PM<sub>10</sub> et PM<sub>2.5</sub> par Luo et al. (2015) (OR= 1,005, IC 95% 1,001-1,008 et OR = 1,022, IC95% : 1,015-1,030).

* **la fibrillation auriculaire (FA)** : une association statistiquement significative entre la survenue d'une FA et tous les polluants gazeux ainsi que les PM<sub>2.5</sub> a été montré par (Shao et al. 2016) (PM<sub>2.5</sub>: 0,89% (IC95% : 0,20 – 1,57) pour une augmentation de 10 µg/m<sup>3</sup>).

* **la pression artérielle et fonction vasculaire** : l'exposition à court terme à la pollution de l'air peut altérer la pression artérielle systolique et la fonction vasculaire selon les résultats obtenues par (Vieira et al. 2017).

* **le risque d'arrêt cardiaque hors hôpital** : les PM<sub>10</sub>, PM<sub>2.5</sub>, NO<sub>2</sub> et O<sub>3</sub> ont été associées de manière significative à l'augmentation du risque d'arrêt cardiaque hors hôpital (PM<sub>10</sub>: 1,021, IC95% : 1,006-1,037; PM<sub>2.5</sub>: 1,041, IC 95%: 1,012-1,071; NO<sub>2</sub> 1,015, 95% IC: 1,001-1,030 et O<sub>3</sub> 1,016, IC 95%: 1,008-1,024) selon (Zhao et al. 2017).
B) Les effets à long terme

* **l'accident vasculaire cérébral (AVC)**: Une méta-analyse de 20 études, effectuée par Scheers et al. (2015) a permis d'estimer que pour chaque augmentation de 10 µg/m³ de la concentration de PM₁₀, le RR est de 1,061 (IC 95% : 1,018 - 1,105) pour le nombre des AVC et de 1,080 (IC 95% 0,992 - 1,177) pour la mortalité. Compte tenu de l'exposition aux PM₂,₅ (Europe et Amérique du Nord combinées), les RR pour une augmentation de 5 µg/m³ étaient de 1,064 (IC 95% : 1,021 - 1,109) et 1,125 (IC 95% : 1,007 - 1,256) pour les AVC et la mortalité, respectivement. Korek et al. (2015) ont démontré que chaque 10 µg/m³ d'incrémentation de concentration en PM₁₀ augmente le risque d'AVC (HR = 1,14) mais cette association n'a pas été significative. Cependant, un lien entre l'incidence et la mortalité par AVC liés à l'exposition à long terme a été démontré par Fu et al. (2019) (RR = 1,14 - IC95% : 1,08-1,21 et RR = 1,15-IC 95% : 1,07-1,24, respectivement).

* **la maladie cardiovasculaire**: le risque de l'incidence et de la mortalité liés à la **maladie cardiovasculaire ischémique** a été associé avec une augmentation de concentrations en PM₂,₅ et PM₁₀ (RR = 1,10 - IC 95% : 1,07-1,13 et RR = 1,09 - IC 95% : 1,05-1,12, respectivement) (Yang et al. 2019). Les mêmes auteurs ont confirmé un impact de l'exposition aux PM₂,₅ à l'incidence et la mortalité liés à la maladie cardiovasculaire.

* **l'hypertension et la pression artérielle** : Une méta-analyse globale effectuée par X. Yang et al. (2018) a montré des associations significatives entre des expositions à long terme aux PM₂,₅ et l'hypertension (OR = 1,05) et aux PM₁₀, aux PM₂,₅ et au NO₂ avec la pression diastolique (valeurs β: 0,47 - 0,86 mmHg), tandis qu'un lien entre les PM₁₀ et SO₂ montré par Cai et al. (2016b) n'a pas été significative. Zhang et al. (2016) ont prouvé que l'exposition à long terme aux particules atmosphériques peut avoir un impact sur la pression artérielle systolique (OR = 1,64 - IC95% : 1,03-2,61 pour PM₂,₅, OR = 1,31 - IC95% : 1,07-1,62 pour PM₁₀) et sur la pression artérielle diastolique (OR = 1,24 - 95%CI : 1,06-1,45 pour PM₁₀)

* **l'athéro sclérose** : une méta-analyse soutient une relation entre les PM₂,₅ et l'athéro sclérose subclinique mesurée par l'épaisseur de l'intima média carotidienne. Pour une augmentation de 10 µg/m³ des PM₂,₅, l'épaisseur de l'intima-média carotidien a augmenté de 22,52 µm, mais cette différence n'était pas statistiquement significative (p = 0,06) (Akintoye et al. 2016).
<caption>**Tableau 20 :** Résumé des méta-analyses publiées entre 2015 et 2019 pour les groupes des évènements sanitaires classifiés dans le premier cercle d'intérêt scientifique (effets avérés).</caption>

Les polluants sont classés en 3 groupes : Association confirmée : une association positive significative a été démontrée, Tendance : une association positive, non significative, a été démontrée, Manque de conclusion : les résultats obtenus ne permettent pas de confirmer ou d'exclure le lien (RECORD 2020)

<table><thead><tr><th></th><th>Evènement sanitaire</th><th>Association confirmée</th><th>Tendance</th><th>Manque de conclusion</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="10">Santé respiratoire</td><td>Pneumonie chez l'enfant - hospitalisation</td><td>SO<sub>2</sub>, NO<sub>2</sub>, O<sub>3</sub>, PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>CO</td><td>-</td><td>(Nhung et al. 2017)</td></tr><tr><td rowspan="3">BPCO</td><td>Hospitalisation</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Li et al. 2016)</td></tr><tr><td>Mortalité</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Visites aux urgences et admissions à l'hôpital</td><td>NO<sub>2</sub>, PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(DeVries et al. 2017)</td></tr><tr><td rowspan="2">l'Asthme</td><td>Visites aux urgences</td><td>CO, SO<sub>2</sub>, NO<sub>2</sub>, O<sub>3</sub>, PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Zheng et al. 2015)</td></tr><tr><td>Hospitalisation</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Lim et al. 2016)</td></tr><tr><td>Morbidité respiratoire</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Fajersztajn et al. 2017)</td></tr><tr><td>Hospitalisation respiratoire</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Mortalité respiratoire journalier</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Ren et al. 2017)</td></tr><tr><td rowspan="5">À court terme</td><td>Rhinite allergique infantile</td><td>SO<sub>2</sub>, NO<sub>2</sub>, PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Zou et al. 2018)</td></tr><tr><td rowspan="3">Cancer de paumon</td><td>Incidence</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Huang et al. 2017)</td></tr><tr><td>Mortalité</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Mortalité</td><td>PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Cui et al. 2015)</td></tr><tr><td>Troubles associés à une respiration sifflante</td><td>PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>NO<sub>2</sub>, O<sub>3</sub>, PM<sub>1</sub>, NO<sub>x</sub></td><td>SO<sub>2</sub>, CO, O<sub>3</sub></td><td>(Luong et al. 2019)</td></tr><tr><td>Incidence de l'asthme chez l'adulte</td><td></td><td>NO<sub>x</sub>, NO<sub>2</sub>, PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>PM<sub>2.5-10</sub></td><td>(Jacquemin et al. 2015)</td></tr><tr><td rowspan="10">À long terme</td><td>AVC hospitalisation/mortalité</td><td>CO, SO<sub>2</sub>, NO<sub>2</sub>, PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>O<sub>3</sub></td><td>-</td><td>(Shah et al. 2015)</td></tr><tr><td>AVC l'incidence</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Fu et al. 2019)</td></tr><tr><td>AVC mortalité</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Hypertension</td><td>PM<sub>10</sub>, PM<sub>2.5-10</sub>, PM<sub>2.5</sub>, NO<sub>2</sub></td><td>NO<sub>x</sub></td><td>-</td><td>(Yang et al. 2018a)</td></tr><tr><td>Thrombose veineuse</td><td>SO<sub>2</sub>, PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>NO<sub>2</sub></td><td>-</td><td>(Cai et al. 2016b)</td></tr><tr><td>Arythmie cardiaque h/m</td><td>PM<sub>10</sub>, PM<sub>2.5</sub>, CO, NO<sub>2</sub>, SO<sub>2</sub></td><td>O<sub>3</sub></td><td>-</td><td>(Song et al. 2016)</td></tr><tr><td rowspan="3">Infarctus du myocarde</td><td>Hospitalisation</td><td>PM<sub>10</sub>, PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Cai et al. 2016a)</td></tr><tr><td>Mortalité</td><td>PM<sub>10</sub>, PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>(Risque de)</td><td>PM<sub>10</sub>, PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Luo et al. 2015)</td></tr><tr><td>Fibrillation auriculaire</td><td>PM<sub>2.5</sub>, CO, NO<sub>2</sub>, SO<sub>2</sub></td><td>O<sub>3</sub></td><td>-</td><td>(Shao et al. 2016)</td></tr><tr><td>Pression artérielle systolique</td><td>PM</td><td>-</td><td>-</td><td>(Vieira et al. 2017)</td></tr><tr><td>Rythme cardiaque</td><td>-</td><td>-</td><td>PM</td><td>-</td></tr><tr><td>Fonction vasculaire</td><td>PM</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Risque d'arrêt cardiaque hors hôpital</td><td>PM<sub>10</sub>, PM<sub>2.5</sub>, O<sub>3</sub></td><td>NO<sub>2</sub>, CO, SO<sub>2</sub></td><td>-</td><td>(Zhao et al. 2017)</td></tr><tr><td rowspan="10">Système cardiovasculaire</td><td>Hypertension</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>PM<sub>10</sub>, PM<sub>2.5-10</sub></td><td>NO<sub>2</sub>, NO<sub>x</sub></td><td>(Yang et al. 2018a)</td></tr><tr><td>Thrombose veineuse</td><td>-</td><td>PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>(Cai et al. 2016b)</td></tr><tr><td>Maladie cardiovasculaire mortalité</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>(Liu et al. 2018b)</td></tr><tr><td>Maladie cardiovasculaire morbidité</td><td>-</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>(Fajersztajn et al. 2017)</td></tr><tr><td>Athéroscléroses</td><td>-</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>(Akintoye et al. 2016)</td></tr><tr><td>Athérosclérose subclinique</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>(Liu et al. 2015)</td></tr><tr><td>Maladie cardiovasculaire i/m</td><td>PM<sub>2.5</sub>, NO<sub>2</sub></td><td>-</td><td>PM<sub>10</sub></td><td>(Yang et al. 2019)</td></tr><tr><td>AVC i/m</td><td>PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>NO<sub>2</sub></td><td>O<sub>3</sub></td><td>-</td></tr><tr><td>Cardiopathie ischémique i/m</td><td>PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub>, NO<sub>2</sub>, O<sub>3</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td rowspan="5">À long terme</td><td>AVC</td><td>Evènement Mortalité Incidence incidence mortalité</td><td>PM<sub>10</sub> or PM<sub>2.5</sub> (ajusté)</td><td>-</td><td>(Scheers et al. 2015)</td></tr><tr><td></td><td>-</td><td>PM<sub>10</sub> or PM<sub>2.5</sub> (ajusté)</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td></td><td>-</td><td>NO<sub>x</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td></td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Korek et al. 2015)</td></tr><tr><td></td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Fu et al. 2019)</td></tr><tr><td>Pression artérielle systolique</td><td>PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Zhang et al. 2016)</td></tr><tr><td>Pression artérielle diastolique</td><td>PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr></tbody></table>
## 3.3. Deuxième cercle d'intérêt scientifique – les effets problables

Le deuxième cercle d'intérêt scientifique a regroupé les effets des particules atmosphériques sur la santé neurologique et sur les fonctions cognitives, la santé périnatale et les troubles du métabolisme dont le diabète (Tab. 21). Les effets néfastes des particules atmosphériques sur ces trois groupes ont été classés comme probables due à une association avec l'exposition à long terme confirmée par les résultats obtenus par plusieurs méta-analyses.

**Tableau 21 :** Un résumé des articles type « méta-analyse » publiés entre 2015 et 2019 pour les groupes des évènements sanitaires classifié dans le deuxième cercle d'intérêt scientifique.

Les polluants sont classés en 3 groupes : Association confirmé : une association positive a été démontrée et le test statistique l'avait confirmé, Tendance : une association positive a été démontré mais le test statistique ne l'avait pas confirmé, Manque de conclusion : les résultats obtenus ne permettent pas de confirmer ou d'exclure le lien (RECORD 2020)

<table><thead><tr><th></th><th></th><th>Evènement sanitaire</th><th>Association confirmée</th><th>Tendance</th><th>Manque de conclusion</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="8">Santé neurologique et fonctions cognitives (sans AVC)<br>À long terme</td><td>Démence</td><td>PM<sub>2.5</sub><br>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>(Fu et al. 2019)<br>(Tsai et al. 2019)</td></tr><tr><td>La maladie d'Alzheimer</td><td>-<br>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>PM<sub>2</sub></td><td>-</td><td>(Fu et al. 2019)<br>(Tsai et al. 2019)</td></tr><tr><td>Troubles du spectre autistique</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>(Fu et al. 2019)</td></tr><tr><td>Déficience cognitive légère</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td></tr><tr><td>Maladie de Parkinson</td><td>PM<sub>2.5</sub><br>NO<sub>x</sub>, CO</td><td>-</td><td>PM<sub>2.5</sub>, NO<sub>2</sub>, O<sub>3</sub></td><td>-</td><td>(Hu et al. 2019)</td></tr><tr><td rowspan="10">Santé périnatale<br>À long terme<sup>13</sup></td><td rowspan="4">Chez l'enfant jusqu'à 14 ans</td><td>Respiration sifflante</td><td>-</td><td>PAH, PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>(Hehua et al. 2017)</td></tr><tr><td>L'asthme</td><td>NO<sub>2</sub></td><td>SO<sub>2</sub></td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>(Flores-Pajot et al. 2016)</td></tr><tr><td>Troubles du spectre autistique</td><td>O<sub>3</sub></td><td>PM<sub>2.5</sub>, NO<sub>2</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>(Li et al. 2017a)<br>(Liu et al. 2017)</td></tr><tr><td>Maladie cardiaque congénitale</td><td>CO, NO<sub>2</sub>, O<sub>3</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Li et al. 2017b)</td></tr><tr><td rowspan="3">Chez les nourissons</td><td>Risque de naissance</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Sun et al. 2015)</td></tr><tr><td>prématurée</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Li et al. 2017b)</td></tr><tr><td>Faible poids à la naissance</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Siddika et al. 2016)</td></tr><tr><td>Mort à la naissance</td><td>-</td><td>PM<sub>2.5</sub>, NO<sub>2</sub>, O<sub>3</sub>, SO<sub>2</sub>, CO, PM<sub>10</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(He et al. 2017)</td></tr><tr><td rowspan="4">Diabète et troubles du métabolisme, maladies À long terme</td><td>Chez la femme</td><td>diabète gestationnel</td><td>PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>NO<sub>2</sub></td><td>-</td><td>(He et al. 2017)</td></tr><tr><td rowspan="3">Prévalence du diabète de type 2<br>Incidence du diabète de type 2</td><td>PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub>, NO<sub>2</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>(Liu et al. 2019b)</td></tr><tr><td>PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub></td><td>NO<sub>2</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(He et al. 2017)</td></tr><tr><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>(Eze et al. 2015)</td></tr><tr><td>Résistance à l'insuline</td><td>PM<sub>10</sub>, NO<sub>2</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>(Dang et al. 2018)</td></tr></tbody></table>

### 3.3.1. Santé neurologique et fonctions cognitives

La pollution atmosphérique a un impact très important sur le système nerveux central. Néanmoins, contrairement aux effets sur la santé respiratoire et cardiovasculaire, ce domaine d'étude est plus récent et se trouve encore à l'aube de très nombreux travaux de recherche. L'intérêt scientifique dans ce domaine augmente ces dernières années, avec 241 articles publiés entre 2015 et 2019, dont 65 études épidémiologiques et 3 méta-analyses.

Les particules peuvent provoquer une altération des fonctions cognitives et augmenter le risque de survenue et/ou d'exacerbation des plusieurs maladies neurodégénératives. L'impact cumulé de la pollution et du bruit sur le développement de problèmes comportementaux chez l'enfants a récemment été montré (Forns

<footnote n="13">13 La grossesse entière</footnote>
et al. 2016) ainsi que sur le développement de troubles cognitifs lié à la pollution liée au trafic routier (Annavarapu and Kathi 2016). L'exposition aux PM₁₀ a été aussi reliée avec les troubles du déficit de l'attention avec ou sans hyperactivité (TDAH) (Siddique et al. 2011) chez les enfants. De plus, l'exposition des enfants à des concentrations importantes des particules PM₂,₅ est susceptible d'augmenter le risque de survenue de troubles du spectre autistique (Chang et al. 2019), mais davantage de recherches sur le sujet reste nécessaire pour confirmer ce lien (Morales-Suárez-Varela et al. 2017). Dans une étude effectuée sur un groupe d'enfants âgés de 15 ans, les concentrations de PM₂,₅ et PM₂,₅ absorbance (qui correspond à la concentration de carbone suie) ont été associées avec l'hyperactivité/l'inattention chez les enfants, mais ces résultats restent à confirmer (Fuertes et al. 2016).

Les pathologies pour lesquelles le lien avec l'exposition à la pollution atmosphérique est le plus reconnu sont la démence, la maladie d'Alzheimer, les troubles de spectre autistique et la maladie Parkinson. Une association significative a été récemment trouvée entre l'exposition aux PM₂,₅ et plusieurs maladies neurologiques dans une méta-analyse effectuée par Fu et al. (2019). Les auteurs de cette méta-analyse ont montré que l'exposition à long terme aux PM₂,₅ était associée à une augmentation du risque de démence (OR = 1,16 pour chaque augmentation de 10 µg/m³, IC95% : 1,07 - 1,26), de la maladie d'Alzheimer (OR = 3,26 pour chaque augmentation de 10 µg/m³, IC95% : 0,84 - 12,74), des troubles de spectre autistique (OR = 1,68 pour chaque augmentation de 10 µg/m³, IC95% : 1,20 - 2,34), et de la maladie de Parkinson (OR = 1,34 pour chaque augmentation de 10 µg/m³, IC95% : 1,04 - 1,73). De même, dans une autre méta-analyse récente (Tsai et al. 2019) une augmentation de 10 µg/m³ en PM₂,₅ a été associée avec la démence (HR = 3,26 - IC95% : 1,20 - 5,31) et avec la maladie d'Alzheimer (HR = 4,82, IC 95% à 2,28-7,36). Néanmoins, les auteurs ont souligné que les différences entre les méthodes d'exposition et d'évaluation de l'association entre les études peuvent biaiser les résultats (Tsai et al. 2019).

### 3.3.2. Santé périnatale

L'intérêt scientifique lié aux effets des particules atmosphériques sur la santé périnatale augmente ces dernières années. Nous avons trouvé 219 articles publiés entre 2015 et 2019, dont 87 études épidémiologiques et 8 méta-analyses.

Les effets sur la santé périnatale qui ont été étudiés sont de plusieurs types. Michikawa et al. (2016) a rapporté un excès de risque de placenta praevia et accreta chez des japonaises en lien avec l'exposition aux PM₂,₅ en début de grossesse, Madsen et al. (2018) un excès de risque d'hypertension artérielle et de pré-éclampsie. De même, Sunyer and Dadvand (2019) a rapporté des effets nocifs des composants de l'air sur le développement du cerveau des fœtus et Lertxundi et al. (2015) a mis en évidence que l'exposition à la pollution de l'air ambiant au début de la vie peut prédisposer à de nombreux problèmes de santé à l'âge adulte, notamment une augmentation de l'incidence des maladies non transmissibles comme par exemple des atteintes des fonctions cognitives et psychomotrices, du diabète, des maladies cardiovasculaires...

Les effets les plus reconnus et induits par les particules atmosphériques sur la santé périnatale sont :

* **Chez l'enfant : la respiration sifflante, l'asthme et les troubles du spectre autistique**

Les méta-estimations des risques de troubles du spectre autistique associés à une augmentation de 10 µg/m³ de PM₂,₅ était de RR=1,34 (IC 95% : 0,83 - 2,17). Néanmoins, cette association doit être confirmée en prenant en compte le petit nombre d'études existantes (Flores-Pajot et al. 2016). (Hehua et al. 2017) ont calculé les OR pour le développement de respiration sifflante et l'asthme chez les enfants en association avec l'exposition prénatale aux polluants atmosphériques sur la base des 18 études menées sur les enfants de la naissance à 14 ans. Une association a été démontrée entre l'apparition de l'asthme chez les enfants âgés de 0 à 10 ans et l'exposition prénatale aux PM₁₀ (OR = 1,08 - IC 95% : 1,05 – 1,12).

* **Chez les nourrissons : la maladie cardiaque congénitale, le risque de naissance prématurée, le faible poids à la naissance**

L'association entre l'exposition aux PM₂,₅ pendant la grossesse et les naissances prématurées a été confirmée dans trois méta-analyses indépendantes (OR = 1,15 - IC95% : 1,07 - 1,23) (Liu et al. 2017), (OR = 1,03 - IC 95% : 1,01 - 1,05) (Li et al. 2017b) et (OR = 1,13 - IC 95% : 1,03 - 1,24) (Sun et al. 2015).
Le faible poids à la naissance à terme a été également lié à l'exposition *in utero* aux PM<sub>2.5</sub> (Li et al. 2017b) (OR = 1,03 - IC 95% : 1,02 - 1,03). Une étude a montré une association entre la concentration en PM<sub>10</sub> et la maladie cardiaque congénitale chez les nourrissons (OR = 1,10 - IC 95% : 1,03 - 1,19). De même, Siddika et al. (2016) ont montré que l'exposition aux PM<sub>2.5</sub> et PM<sub>10</sub> pendant la grossesse montre une tendance à entrainer la naissance d'un enfant mort-né même si cette tendance n'a pas été démontré statistiquement.

* Chez la mère : **le diabète gestationnel**

Certaines études épidémiologiques montrent une association positive entre l'exposition aux particules atmosphériques pendant la grossesse et le risque de diabète gestationnelle (Hu et al. 2015), mais ce lien n'a pas été observé dans toutes les études (Fleisch et al. 2016). Une faible association entre l'exposition aux PM<sub>2.5</sub> et le risque du diabète de la grossesse a été démontrée par (He et al. 2017) (RR = 1,162 - IC 95% : 0,806 – 1,675).

### 3.3.3. Diabète et troubles du métabolisme, maladies endocriniennes

L'intérêt scientifique pour l'étude de la causalité entre la pollution atmosphérique et la morbidité liée au diabète, les troubles du métabolisme et les maladies endocriniennes est moyen, avec 170 articles publiés entre 2015 et 2019, dont 56 études épidémiologiques et 3 méta-analyses.

Yongjie Wei et al. (2016) ont montré que chez les rats, l'exposition à des concentrations importantes de PM<sub>2.5</sub> induit l'activation de processus inflammatoires et l'oxydation des lipides dans les poumons, puis dans l'organisme entier. Les troubles métaboliques et la prise de poids peuvent apparaître chez les individus exposés à la pollution (Hsieh et al. 2018). De même, il a été évoqué que les polluants atmosphériques peuvent impacter le diabète type 2 via des mécanismes inflammatoires et peuvent induire la production d'interleukine-6, qui perturbe l'homéostasie du glucose (Eze et al. 2016).

An et al. (2018) ont remarqué que la pollution atmosphérique peut conduire à l'obésité par un dysfonctionnement métabolique, l'apparition de maladies chroniques et de façon indirecte par des perturbations de l'activité physique régulière. Une association positive a été trouvée entre l'augmentation de 10 µg/m³ en PM<sub>2.5</sub> et le risque du syndrome métabolique (RR = 1,12 - IC95% : 1,06 - 1,19) (Shamy et al. 2017).
Les effets les plus reconnus et induits par la pollution atmosphérique sur le métabolisme sont la survenue d'une résistance à l'insuline et d'un diabète de type 2.

Certaines études épidémiologiques ont permis d'obtenir des informations fiables sur le lien entre l'exposition à la pollution atmosphérique et la survenue d'un diabète de type 2. Une association positive entre les PM<sub>2.5</sub> et l'incidence du diabète de type 2 a été trouvée pour des expositions à long terme dans une méta-analyse d'études de cohorte publiée en 2017 (He et al. 2017) (chaque augmentation de 10 µg/m³ est associée à un RR=1,25, IC à 95% : 1,10 - 1,43) (He et al. 2017). De même, dans une méta-analyse plus récente portant sur 30 études, F. Liu et al. (2019b) ont montré que l'exposition à long terme aux PM<sub>2.5</sub> (RR = 1,10 - IC95% : 1,04 - 1,16) est associée avec l'incidence du diabète type 2 mais pas celle aux PM<sub>10</sub>. Une méta-analyse de (Dang et al. 2018) a démontré un lien entre l'exposition aux PM<sub>10</sub> et NO<sub>2</sub>, mais l'association avec les PM<sub>2.5</sub> n'a pas été confirmé.

## 3.4. Troisième cercle d'intérêt scientifique - *Les effets potentiels*

Le troisième cercle d'intérêt scientifique regroupe (1) les effets potentiels de la pollution atmosphérique sur la santé humaine : les maladies de la peau, du système digestif, les maladies urologiques (Tab. 22), pour lesquelles certaines associations ont été trouvées, mais le niveau de preuve est faible et (2) les effets sanitaires de la pollution atmosphérique pour lesquelles il n'existe pas des preuves suffisantes : maladies des yeux, maladies auto-immunes et allergies, maladies osseuses et articulaires, maladies hématologiques et troubles de la reproduction.
### 3.4.1. Maladies de la peau

L'intérêt scientifique pour les effets de la pollution atmosphérique sur la peau est faible, avec 95 articles publiés entre 2015 et 2019, dont 24 études épidémiologiques et 1 méta-analyse. La voie cutanée est la voie principale de contamination par laquelle les particules peuvent affecter la peau.

La peau constitue la première barrière contre les facteurs environnementaux néfastes. Plusieurs maladies de la peau ont été liées avec la pollution atmosphérique. Des augmentations de concentrations de PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub>, ont été associées avec le nombre de consultations pour acné vulgaris (Liu et al. 2018a), ou encore la dermatite atopique (Oh et al. 2018). Plusieurs perturbations de la peau ont été décrites dans la littérature comme étant influencées par la pollution atmosphérique : vieillissement cutané extrinsèque, dermatite de contact, dermatite atopique, psoriasis, acné et cancer de la peau (Puri et al. 2017). Une méta-analyse a montré que l'exposition à court-terme aux PM<sub>10</sub> et PM<sub>2.5</sub> peut avoir des effets néfastes sur la peau : dermatite atopique, eczéma et vieillissement cutané, etc. (Ngoc et al. 2017) (augmentation de l'incidence = 1,01% pour les PM<sub>10</sub> et 1,6% pour les PM<sub>2.5</sub>, IC95% : 0.08-2.05 et 0.45-2.81, respectivement).

### 3.4.2. Maladies du système digestif

Le nombre d'articles scientifiques publiés entre 2015 et 2019 sur l'impact potentiel des particules atmosphériques sur le risque de survenue de maladies du système digestif montre un faible intérêt scientifique dans ce domaine avec 74 articles dont 17 études épidémiologiques et 2 méta-analyses.

Le foie est le principal organe de détoxification de l'organisme et une variété importante de xénobiotiques y est métabolisée (Schraufnagel et al. 2019). Les polluants peuvent endommager le foie directement (par des médiateurs inflammatoires, la génotoxicité, les dommages mitochondriaux) et indirectement par des dommages à d'autres organes. Mani et al. (2007) ont montré, dans la cadre d'une étude *in vitro*, que les métaux présents dans les cendres volantes peuvent être transférées des poumons vers d'autres organes, comme le foie et les reins, ce qui peut provoquer leur dysfonctionnement. Au niveau hépatique, l'exposition aux particules de l'air ambiant entraîne notamment une production excessive d'espèces radicalaires de l'oxygène, ce qui perturbe l'homéostasie redox et augmente le stress oxydatif (Kim et al. 2019). De plus, les particules peuvent induire des réponses inflammatoires : (1) directement par l'activation de cellules immunitaires (par exemple, les cellules de Kupffer, les macrophages), par la stimulation de la sécrétion de cytokines pro-inflammatoires sous forme d'interleukines IL-6 et IL-β dans le foie ou ; (2) indirectement, lorsque les cellules immunitaires stimulées dans les poumons (par exemple, les macrophages alvéolaires ou bronchiques) produisent des cytokines et la protéine-1 inflammatoire des macrophages, qui sont ensuite distribuées par la circulation générale (Kim et al. 2014). Certaines enzymes hépatiques peuvent être affectées, ce qui peut augmenter le risque de diabète ou de syndrome métabolique (Bellentani et al. 2008 ; Kim et al. 2019). Il a été démontré que l'augmentation de la Gamma-glutamyl transpeptidase (γGT), l'enzyme impliquée dans le métabolisme des acides aminés, est corrélée à la pollution particulaire (Targher 2010).

Plusieurs études épidémiologiques ont montré le lien entre l'exposition aux particules et certaines perturbations hépatiques, liées surtout à la modification de sécrétion de certaines enzymes. Par exemple, une augmentation des concentrations de PM<sub>2.5</sub>, de NO<sub>2</sub> et d'O<sub>3</sub> dans l'air ambiant, est susceptible d'induire chez les personnes agées une augmentation de la production de trois enzymes hépatiques, l'aspartate aminotransférase (AST), l'alanine aminotransférase (ALT) et la γGT, comme l'ont montré Kim et al. (2015). Des associations significatives ont été trouvées également entre les concentrations moyennes annuelles de PM<sub>10</sub>, NO<sub>2</sub>, SO<sub>2</sub> et CO et les taux d'enzymes hépatiques chez les adultes (Kim et al. 2019).

Les observations à long terme de la population taïwanaise ont permis d'associer les PM<sub>2.5</sub> aux taux sériques d'ALT d'une manière dose dépendante, ainsi qu'au risque de carcinome hépatocellulaire (CHC). Selon Deng et al. (2017), l'exposition aux PM<sub>2.5</sub> après le diagnostic de cancer du foie peut aggraver les symptômes et conduire à une diminution de l'espérance de vie des patients.

De plus, l'exposition maternelle aux PM<sub>1</sub>, PM<sub>2.5</sub> et PM<sub>10</sub> a récemment été associée à une dérégulation enzymatique chez les nouveau-nés. Pejhan et al. (2019) ont noté l'augmentation des niveaux d'AST chez les nouveau-nés, apparaissant avec une augmentation de l'exposition maternelle aux PM<sub>1</sub>, PM<sub>2.5</sub>, PM<sub>10</sub>, en fonction de la dose et de la taille des particules. L'association entre les maladies inflammatoires chroniques de l'intestin
(dont la maladie de Crohn) et l'exposition aux particules atmosphériques a été recherchée dans une étude mais aucun lien n'a été mis en évidence (Shamy et al. 2017).

Une méta-analyse a été effectuée dans le cadre du projet Européen ESCAPE afin d'estimer le lien entre la pollution atmosphérique et l'incidence primaire du cancer primitif du foie dans quatre cohortes européennes (Pedersen et al. 2017). Dans la méta-analyse, les expositions aux PM<sub>2.5</sub> et au NO<sub>2</sub> ont été associées à un *Hazard ratio* (HR) élevé, mais aucune des associations n'était statistiquement significative. Le HR récapitulatif associé à une augmentation de 10 µg/m<sup>3</sup> de NO<sub>2</sub> était de 1,10 (IC95% : 0,93 - 1,30) et de 1,34 (IC95% : 0,76 - 2,35) pour une augmentation de 5 µg/m<sup>3</sup> de PM<sub>2.5</sub>. Les résultats obtenus dans le cadre du même projet ESCAPE ont également permis d'estimer l'impact de certains composants de PM<sub>2.5</sub> et PM<sub>10</sub> (Cu, Fe, Zn, S, Ni, V, Si et K comme traceurs sources-spécifiques). Une méta-analyse de 10 cohortes dans 6 pays a rapporté une association entre l'augmentation des concentrations de certains éléments liés aux PM<sub>2.5</sub> (PM<sub>2.5_S</sub> pour le soufre, PM<sub>2.5_Zn</sub> pour le zinc lié aux particules) et le cancer de l'estomac. Une augmentation de 200 ng/m<sup>3</sup> de PM<sub>2.5_S</sub> est significativement liée au risque de cancer de l'estomac avec un risque relatif de 1,92 (IC95% : 1,13 - 3,27) (Weinmayr et al. 2018).

### 3.4.3. Maladies urologiques et rénales

L'intérêt scientifique pour les effets de la pollution atmosphérique sur les systèmes urologique et rénale est faible, avec 39 articles publiés entre 2015 et 2019, dont 11 études épidémiologiques et 1 méta-analyse.

Récemment, des dysfonctionnements rénaux, dont certaines maladies chroniques, ont été associés à l'exposition aux particules atmosphériques. L'insuffisance rénale chronique (IRC) est provoquée par plusieurs facteurs de risque, comme le diabète ou l'hypertension. Dernièrement, une forte relation entre l'incidence de l'IRC et la concentration de PM2.5 dans l'air ambiant a été démontré (pour chaque augmentation de 10 µg/m3, HR = 1,26 - IC95% : 1,17 - 1,35) (Bowe et al. 2018). Les médiateurs de l'inflammation induits par les particules et d'autres polluants dans les poumons pourraient être distribués dans la circulation générale, entraînant une inflammation systémique, un stress oxydatif et des lésions d'organes distants, y compris les reins (Afsar et al. 2019). Les particules atmosphériques pourraient affecter la fonction rénale et induire une autophagie, un stress oxydatif au niveau du réticulum endoplasmique et une apoptose dans les tissus rénaux (Hsu et al. 2019). Tavera Busso et al. (2018) ont démontré qu'une exposition sub-chronique aux PM2.5 peut conduire à des altérations histologiques du tissu rénal chez les rats pouvant être liées à un stade précoce de dysfonctionnement rénal et pouvant être amplifiées par l'hypertension. Des effets néphrotoxiques pourraient être liés à la composition de l'air ambiant. Par exemple, certains métaux sont reconnus comme causant des maladies rénales, en particulier Cd, Pb, Hg, As et U (Afsar et al. 2019). Les études qui ont eu comme objectif d'évaluer le lien entre les polluants d'air et le cancer de la vessie n'ont pas montré de preuves suffisantes de causalité. Une méta-analyse a montré l'association à long terme entre les PM10, PM2.5, PM2.5-10, PMabs, NO2, NOx et l'incidences de cancer du parenchyme rénal, mais les liens n'ont pas été significatifs (Raaschou-Nielsen et al 2017).
**Tableau 22 :** Un résumé des articles type « méta-analyse » publiés entre 2015 et 2019 pour les groupes des évènements sanitaires classifié dans le troisième cercle d'intérêt scientifique comme les effets potentiels.

Les polluants sont classés en 3 groupes : Association confirmé : une association positive a été démontrée et le test statistique l'avait confirmé, Tendance : une association positive a été démontré mais le test statistique ne l'avait pas confirmé, Manque de conclusion : les résultats obtenus ne permettent pas de confirmer ou d'exclure le lien (RECORD 2020)

<table><thead><tr><th></th><th>Evènement sanitaire</th><th>Association confirmée</th><th>Tendance</th><th>Manque de conclusion</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td>Maladies de la peau</td><td>À court term</td><td>Effets négatifs sur la peau (dermatite atopique (MA), eczéma et vieillissement cutané, etc.)</td><td>-</td><td>PM<sub>10</sub>, PM<sub>2,5</sub></td><td>(Ngoc et al. 2017)</td></tr><tr><td rowspan="2">Maladies du système digestif</td><td rowspan="2">À long term</td><td>Cancer d'estomac</td><td>PM<sub>2,5</sub>_S</td><td>PM<sub>2,5</sub>_K, Fe, Cu, Zn<br>PM<sub>10</sub>_Cu, Fe, K, Ni, Zn</td><td>PM<sub>2,5</sub>_Ni, V, Si<br>PM<sub>10</sub>_S, Si, V</td><td>(Weinmayr et al. 2018)</td></tr><tr><td>Cancer du tractus aérodigestif supérieur</td><td>-</td><td>PM<sub>2,5</sub>_Cu, K, Zn<br>PM<sub>10</sub>_Zn</td><td>PM<sub>2,5</sub>_S, V, Fe, Ni<br>PM<sub>10</sub>_Cu, Fe, K, Ni, S, Si, V</td><td></td></tr><tr><td>Maladies rénales</td><td>À long term</td><td>Cancer du parenchyme rénal</td><td>-</td><td>PM<sub>10</sub>, PM<sub>2,5</sub>, PM<sub>2,5-10</sub>, PM<sub>abs</sub>, NO<sub>2</sub>, NO<sub>x</sub></td><td>-</td><td>(Raaschou-Nielsen et al. 2017)</td></tr></tbody></table>

## 3.5. Troisième cercle d'intérêt scientifique - Les effets sans preuve suffisante

### 3.5.1. Maladies oculaires

L'intérêt scientifique sur les effets de la pollution atmosphérique sur les maladies oculaires est faible, avec 53 articles publiés entre 2015 et 2019, dont 18 études épidémiologiques et aucune méta-analyse. La voie ophtalmique est la voie principale par laquelle les particules peuvent affecter les yeux.

Plusieurs études ont mis en évidence la contribution de la pollution de l'air sur le développement des maladies oculaires. Ainsi, Wei et al. (2019) ont montré que les concentrations de PM<sub>2,5</sub> et de NO<sub>x</sub> dans l'air ambiant peuvent être corrélées avec la myopie chez les enfants de 6 à 12 ans. De même, dans la population âgée de plus de 50 ans, chaque augmentation de 10 µg/m<sup>3</sup> de PM<sub>2,5</sub> et d'O<sub>3</sub> a été associée avec respectivement 15 % et 37 % d'augmentation des cas de presbytie (Lin et al. 2019). Les concentrations élevées en PM<sub>2,5</sub>, PM<sub>10</sub>, NO<sub>2</sub>, SO<sub>2</sub> et O<sub>3</sub> augmentent aussi le risque de conjonctivite chez les adultes et les enfants (Lu et al. 2019) ainsi que la sècheresse oculaire (Mo et al. 2019a). Selon les auteurs, ces phénomènes peuvent être provoqués par l'activation des mécanismes inflammatoires, oxydatifs ou encore épigénétiques (comme la méthylation d'ADN) qui peuvent changer la composition des larmes, ainsi que la présence des bactéries dans les poussières.

### 3.5.2. Squelette et articulations

L'analyse bibliostatistique montre un faible intérêt scientifique pour le lien entre les particules atmosphériques et le risque des maladies osseuses et articulaires avec 35 articles publiés entre 2015 et 2019 dont 15 études épidémiologiques.

Les particules en suspension peuvent avoir des effets nocifs sur le squelette, pouvant influencer la biologie osseuse et provoquer une augmentation de la perte minérale osseuse. En effet, les dommages oxydatifs et l'inflammation causée par les particules peuvent conduire à une perte osseuse accélérée et un risque accru de fractures osseuses, surtout chez les personnes âgées (Prada et al. 2017). L'exposition aux particules de carbone peut provoquer des réponses pro-inflammatoires dans les macrophages et perturber l'homéostasie des chondrocytes, ce qui augmente vraisemblablement le risque d'arthrose (Wu et al. 2018). De même, les particules de noir de carbone peuvent causer une toxicité dans les ostéoblastes et perturber la différenciation des
ostéoblastes vers des ostéocytes matures, même à de faibles concentrations (Ren et al. 2019). En conséquence, cette différenciation désordonnée des ostéoblastes pourrait conduire à diverses maladies des os et des articulations, notamment l'arthrose et les fractures ostéoporotiques.

Prada et al. (2017) ont analysé une association entre la qualité d'air, les fractures osseuses et l'ostéoporose. Les auteurs ont validé l'impact des PM<sub>2.5</sub> sur les taux d'hospitalisation pour fracture osseuse, indépendamment du sexe et de divers facteurs confondants. Les résultats obtenus montrent que pour chaque augmentation de 4,18 µg/m<sup>3</sup> en PM<sub>2.5</sub> cause une augmentation de 4,1 % de taux d'hospitalisations pour les fractures osseuses chez les personnes âgées est observé. Il a également été rapporté que la perte minérale osseuse totale chez un groupe de 590 hommes de 75-76 ans à Oslo est liée à l'exposition permanente aux PM<sub>2.5</sub> et PM<sub>10</sub> (Alvær et al. 2007). De même, Chen et al. (2015) ont montré que les adultes américains d'origine mexicaine vivant à proximité des autoroutes avaient une densité minérale osseuse (DMO) totale du corps et du bassin plus faible par rapport aux habitants des zones rurales. Cette relation était indépendante du poids, de la taille, du pourcentage de graisse corporelle, de l'activité, des variables contextuelles et des apports quotidiens en calcium et en vitamine D, ainsi que de l'âge et du sexe. Les auteurs ont mis évidence un effet trafic-dépendant sur l'ostéoporose, mais aucun composant de l'air n'a été identifié. Les PM<sub>2.5</sub> ont été également liées aux risques de polyarthrite rhumatoïde et d'arthrite chez les adultes (Chang et al. 2016; Shin et al. 2019).

### 3.5.3. Maladies auto-immunes et allergies

L'intérêt scientifique pour les effets de la pollution atmosphérique sur le système immunitaire (survenue de maladies auto-immunes et allergies) est faible, avec 38 articles publiés entre 2015 et 2019, dont 14 études épidémiologiques mais aucune méta-analyse. En raison du faible nombre d'études de haute confiance scientifique, ce groupe d'effets sanitaires ne peut pas être considéré comme reconnu.

Le groupe des maladies auto-immunes (MAI) contient une variété de désordres caractérisés par une perte d'auto-tolérance ou l'activation de mécanismes immunitaires inappropriés qui induisent une production d'auto-anticorps et une destruction tissulaire à médiation immunitaire. Les MAI les plus communes sont le lupus érythémateux disséminé, la polyarthrite rhumatoïde, la sclérose en plaques et le diabète de type 1. Globalement, une grande variété de facteurs génétiques et environnementaux peut être responsable de ces réponses inappropriées du système immunitaire et leurs mécanismes exacts sont encore mal connus. Les effets de la pollution de l'air sur l'étiologie des MAI pourraient être liés à leur impact sur les cellules T, la production de cytokines, l'inflammation et le stress oxydatif ainsi qu'à la méthylation de l'ADN (Zhao et al. 2019).

Les particules peuvent déclencher des inflammations systémiques chez les personnes diagnostiquées pour une MAI. Par exemple, l'augmentation de la concentration de PM<sub>2.5</sub> a été associée avec l'inflammation des voies respiratoires chez les enfants souffrant de lupus érythémateux disséminé (Alves et al. 2018). Plusieurs maladies allergiques ont été également associées avec la pollution telles que la rhinite allergique et la dermatite atopique (Yang 2019). Les études n'ont pas montré d'association entre les polluants atmosphériques et la sclérose en plaque (Bai et al. 2018) et le diabète type 1 (Lanzinger et al. 2018).

### 3.5.4. Maladies hématologiques

L'intérêt scientifique pour les effets de la pollution atmosphérique sur le système hématologique est très faible, avec 13 articles publiés entre 2015 et 2019, dont 7 études épidémiologiques et aucune méta-analyse. En raison d'un faible nombre d'études de haute confiance scientifique, ce groupe d'effets sanitaires ne peut pas être considéré comme reconnu.

Les maladies hématologiques sont des dysfonctionnements qui affectent la formule sanguine ou les organes producteurs de sang, tels que l'anémie et les cancers du sang. Les expositions aux particules et au NO<sub>2</sub> sont associées de manière significative à la diminution des taux d'hémoglobine et à la prévalence accrue de l'anémie dans une cohorte représentative d'américains âgés (Honda et al. 2017). De même, l'exposition aux PM<sub>2.5</sub> a été liée à la diminution des niveaux d'hémoglobine chez les enfants (6-59 mois) de manière dose-dépendante ainsi qu'à l'incidence plus élevée d'anémie chez les enfants de moins de 5 ans dans les régions avec la plus grande utilisation de combustibles solides (Morales-Ancajima et al. 2019).
### 3.5.5. Troubles de reproduction

L'intérêt scientifique pour les effets de la pollution atmosphérique sur les systèmes reproducteurs et très faible, avec 10 articles publiés entre 2015 et 2019, dont 2 études épidémiologiques et aucune méta-analyse.

Quelques études ont lié la pollution atmosphérique avec des troubles de la reproduction, surtout l'infertilité qui touchent 15 % des couples dans le monde (Liu et al. 2019a). Les particules peuvent réduire le taux de fertilité chez les femmes avec les effets plus importants des particules grossières en comparant avec PM₁₀ et PM₂,₅ (Mahalingaiah et al. 2016; Nieuwenhuijsen et al. 2014). Des troubles de la reproduction en lien avec une exposition à la pollution atmosphérique ont été également remarqués chez les hommes. Les polluants présents dans l'atmosphère influencent la qualité du sperme, notamment la mobilité, l'ADN et la morphologie des spermatozoïdes (Jurewicz et al. 2018). Les PM₂,₅ causent par exemple des dysfonctionnements de la spermatogenèse chez les rats, *via* la perturbation de la barrière de sang/testicule (Wei et al. 2018; Liu et al. 2019a).

## 4. Discussion et avis d'experts

Ce chapitre nous a permis de mettre en évidence les effets généraux des particules sur la santé humaine suite à une exposition par inhalation. Une analyse bibliostatistique nous a permis de classer les effets sanitaires des particules en suspensions en plusieurs groupes. Sur la base du nombre d'articles publiés, les effets sanitaires ont été classés en trois groupes selon le niveau d'intérêt scientifique. Puis, des méta-analyses apportant un niveau de preuve élevé, les groupes d'effets sanitaires ont été classé comme avérés, probables, potentiels et sans preuves suffisantes pour affirmer le lien de causalité entre l'exposition aux particules et la survenue de l'effet sanitaire.

Parmi les effets sanitaires, ce sont les effets sur le système respiratoire et le système cardiovasculaire pour lesquels le nombre d'articles expérimentaux et épidémiologiques permettent de déterminer les mécanismes et les liens de causalité. C'est le premier cercle d'intérêt scientifique.

Le deuxième cercle regroupe les effets « probables » des particules c'est-à-dire les effets sur la santé neurologique et les fonctions cognitives (sans AVC), la santé périnatale et sur le diabète, les troubles du métabolisme et les maladies endocriniennes.

Enfin le troisième cercle regroupe les effets « potentiels » et les effets « sans preuve » des particules. Les effets « potentiels » regroupent les maladies de la peau, les maladies du système digestif et les maladies urologiques. Et les effets « sans preuve » regroupent les maladies liées au squelette et aux articulations, les maladies des yeux, les maladies auto-immunes et les allergies, les maladies hématologiques et les maladies liées aux troubles de la reproduction.

Les particules impactent donc en première ligne le système respiratoire, mais elles peuvent passer dans le système sanguin et impacter les autres organes.

Selon l'expert 10 (Chargé de recherche INSERM, toxicologue), à partir du moment où les particules arrivent à franchir la barrière alvéolaire, elles passent dans le système sanguin. Les particules qui se retrouvent au niveau des poumons peuvent aussi libérer des composés toxiques solubles qui ensuite entrent dans les cellules même si les particules restent externalisées. Il y a donc des particules ultrafines qui peuvent entrer dans le sang et coloniser les organes et aussi la fraction soluble des particules qui peuvent aller au-delà de poumons. Les poumons sont les premiers organes exposés, donc les scientifiques se sont intéressés en premier lieu aux maladies respiratoires. Ensuite, il a été prouvé qu'il y a un impact des particules sur la santé cardiovasculaire. Après, il y a tous les systèmes qui sont sensibles et d'autres effets sanitaires qui ont été bien étudiés, comme le diabète, l'obésité, les maladies digestives. La pollution atmosphérique contribue au développement ou à la progression de maladie sur les différents organes-cibles... Il y a plusieurs explications, par exemples pour le système digestif, les particules sont avalées donc elles impactent directement les organes. Il y a aussi un mécanisme d'inflammation systémique qui apparaît à la suite de l'inflammation initiale qui peut affecter les autres organes.
Ainsi, les effets sanitaires des particules en suspension après une exposition par inhalation ne sont plus à démontrés, ils sont reconnus. Suite un passage systémique, l'ensemble de l'organisme peut être impacté par cette exposition aux particules. Les premières études se sont focalisées sur les systèmes pulmonaire et cardiovasculaire mais aujourd'hui, d'autres organes et systèmes sont étudiés. Les connaissances des effets des particules sur les autres organes et systèmes paraissent lacunaires et nécessitent d'être améliorées. De même, afin de parfaire les connaissances sur les effets des particules sur la santé humaine, il est nécessaire de comprendre les mécanismes liés à ces effets toxiques. Pour cela, les études de toxicologie *in vitro* et *in vivo* sont indispensables. Et c'est au travers ces études que le lien entre effets toxiques et caractéristiques physico-chimiques peut être étudié.

## Ce qu'il faut retenir :

* Le dépôt des particules dans le système respiratoire dépend de leur **taille** et/ou du **mode d'accumulation**.

* L'ascenseur muco-ciliaire et la phagocytose sont les deux systèmes principaux pour l'épuration des particules dans les voies respiratoires.

* En cas d'échec des systèmes d'élimination/de détoxification, les particules peuvent traverser les barrières physiologiques (cellules épithéliales dans les alvéoles et cellules de l'endothélium vasculaire) selon deux étapes : l'internalisation et la transcytose qui dépendent de la **taille**, du **nombre de particules** et de leur **surface spécifique** ainsi que de la **composition surfacique** de la particule.

* Les particules fines peuvent être transportées dans le sang et impacter différents organes dans le corps humain.

* La toxicité des particules dépend du **potentiel oxydant** des particules atmosphériques, qui est lié à la **composition à la surface**.

* Les effets sanitaires les plus reconnus sont liés aux **systèmes respiratoire et cardiovasculaire**.

* Il y a des preuves scientifiques pour l'impact des particules sur la **santé neurologique** et la **fonction cognitive**, la **santé périnatale** et sur le **diabète**, les **troubles du métabolisme** et les **maladies endocriniennes**. Plusieurs études ont été menées afin de chercher l'existence d'un le lien entre la pollution atmosphérique et les autres systèmes mais le niveau de preuve n'est pas encore suffisant pour établir le lien s'il existe.
# Chapitre V Propriétés physico-chimiques des particules et leur interaction avec la toxicité

Compte tenu de leur composition chimique complexe, des différentes sources, des paramètres physico-chimiques des particules, des propriétés des gaz et de certains facteurs environnementaux, la toxicité de la pollution atmosphérique est expliquée de manière globale. Étant donné qu'il y a des interactions entre de nombreux paramètres physiques et chimiques, les effets toxiques des particules sont susceptibles d'être modifiés par leur taille, leur composition et leur origine, ce qui a donc une incidence sur la cascade d'autres caractéristiques, telles que la surface, le potentiel zêta et redox, etc. Aujourd'hui, le paramètre qui a permis de classer les particules atmosphériques est la taille. En effet, c'est la taille (ou plus précisément le diamètre aérodynamique) qui est le seul paramètre pris en compte pour l'évaluation d'impact des particules sur la santé humaine. Néanmoins, les particules caractérisées par le même diamètre peuvent être très différentes chimiquement et donc représenter une toxicité différente. Dans ce chapitre nous faisons un point sur la preuve scientifique de l'impact de paramètres physico-chimiques les plus étudiés sur la toxicité des particules.

## 1. Taille

Selon la méthode de mesure utilisée, la taille des particules peut être déterminée par les paramètres suivants :

1) Comme expliqué précédemment (Chapitre II, Section 1.1), dans la littérature le terme « taille » correspond souvent au « **diamètre aérodynamique** ». Pour des raisons pratiques, les particules atmosphériques sont considérées comme des sphères hypothétiques, ce qui permet d'utiliser des méthodes moins élaborées pour estimer leur diamètre. En effet, la mesure de la taille des particules nécessite l'application de méthodes microscopiques, notamment la microscopie électronique à transmission (MET). Il est à noter, que ce paramètre correspond souvent à l'estimation du nombre de particules retenues sur le filtre qui correspond au diamètre souhaité. En prenons en compte ces informations, dans ce rapport nous utilisons les termes « taille » et « diamètre aérodynamique » comme synonymes.

2) Le « **diamètre hydrodynamique** » d'une molécule est défini comme le diamètre d'une sphère solide parfaite qui présenterait le même frottement hydrodynamique que la molécule d'intérêt (DynamicBiosensors 2019). Cette mesure est effectuée par la diffraction dynamique de la lumière (DLS) après la dispersion des particules dans le milieu liquide, qui cause l'apparition d'une fine couche électrique à la surface de la particule. Donc, le diamètre hydrodynamique des particules est souvent supérieur par rapport aux mesures obtenues par les autres techniques, par exemple MET.

3) La « **surface spécifique** » est définie par UICPA (Union Internationale de Chimie Pure et Appliquée) comme « la surface accessible (ou détectable) de la surface solide par unité de masse d'un matériau ». Elle est liée directement avec les propriétés des particules, par exemple leur réactivité. Elle augmente avec la réduction de la taille des particules. Elle peut être calculée de manière arithmétique à partir d'une distribution granulométrique mesurée en volume.

4) Le « VSSA » (ang. volume specific surface area) Les nanoparticules, et les particules ultrafines ont une tendance à former des agglomérats et des agrégats. Ainsi, il a été suggéré que la surface calculée sur le volume pourrait constituer un meilleur critère de qualification. Le Scientific Committee on Emerging and Newly Identified Health Risks (SCENHIR) de la Commission Européenne a proposé de définir les
nanoparticules comme répondant au critère de la surface spécifique volumique (VSSA) supérieur à 60 m²/cm³ (SCENIHR 2010). Jusqu'à maintenant, nous n'avons pas trouvé de recherche qui montre le lien entre ce paramètre et la toxicité.

## 1.1. Diamètre aérodynamique

Généralement, la taille procure des propriétés particulières aux particules et influence leur toxicité. En fonction de la distribution de taille des particules, les vitesses de sédimentation seront différentes et cela influence donc la concentration des particules à la surface des cellules cibles (Cho et al. 2009). Certains chercheurs ont montré que la taille est un paramètre crucial qui définit les effets biologiques des particules, avec des effets plus importants pour les plus petites.

Les particules inhalables, en fonction de leur taille, peuvent être internalisées dans les cellules par différentes voies d'endocytose et de pinocytose. Selon la littérature, les plus dangereuses pour la santé humaine sont les particules pouvant pénétrer dans les alvéoles pulmonaires dont la plupart sont caractérisées par un diamètre aérodynamique inférieur à 4 µm (appelées aussi particules alvéolaires). Par exemple, la toxicité de deux groupes de particules (> 0,18 - 1 µm et < 0,18 µm) a été comparée sur les neurones dopaminergiques de rat (N27). Les auteurs ont observé une perte neuronale pour toutes les concentrations testées pour les particules les plus petites, alors que seule la dose la plus élevée des plus grosses a provoqué un effet toxique après 24 heures d'exposition (Gillespie et al. 2013). De même, l'augmentation de 1 µg/m³ des PM₁, PM₂,₅ et PM₁₀ dans l'air ambiant a provoqué une augmentation de concentration de l'AST (aspartate aminotransférase) dans les échantillons de sang de cordon de nouveau-nés de 0,360, 0,293 et 0,278 unités (coefficient de régression). Cela montre une forte interaction entre la taille et l'effet biologique, avec l'impact plus important des particules plus petites (Pejhan et al. 2019).

En théorie, les particules ultrafines peuvent se déposer sur les lobes pulmonaires inférieurs, où elles ont un temps de rétention plus long dans le parenchyme pulmonaire et un taux de clairance plus faible que les particules grossières (Oberdörster 2001). Néanmoins, les nouvelles études montrent que la taille n'est peut-être pas le principal facteur influençant la toxicité des particules. Selon Gali et al. (2015), il est à noter que les particules grossières ont une activité d'oxydo-réduction plus importante que la fraction fine ce qui indique l'importance des propriétés physicochimiques inhérentes aux particules, et pas seulement la concentration en masse totale des particules. Différents potentiels biologiques des PM10 et des PM2,5 ont également été mis en évidence pour les particules collectées dans les régions urbaines et semi-urbaines proches de la frontière entre le Mexique et les États-Unis. En général, les PM10 ont des effets plus importants sur l'hémolyse et la dégradation de l'ADN, tandis que les PM2,5 ont provoqué une inhibition plus forte de la prolifération cellulaire (Osornio-Vargas et al. 2011).

## 1.2. Diamètre hydrodynamique

La taille mesurée comme le diamètre hydrodynamique a été liés aux effets toxiques des particules dans quelques études. Wang et al. (2019) ont comparé les effets de trois types des particules (le carbone noir manufacturé : CB, les DEP et les PM₂,₅) sur le stress oxydatif et les dysfonctionnements des organelles des cellules pulmonaires. Les auteurs ont trouvé que le CB, caractérisé par un diamètre hydrodynamique supérieur aux deux autres types de particules, ont provoqué des effets toxiques plus graves. Ce phénomène est probablement lié à la grande capacité de ces particules à créer des agrégats, ce qui peut déterminer la toxicité des particules. Quatre types de noir de carbone commerciaux ont également été caractérisés et classifiés par rapport aux effets toxiques sur les ostéoblastes par Ren et al. (2019a). Les deux particules ayant le diamètre les plus élevés ont provoqué une différenciation retardée des ostéoblastes la plus remarquable.

Sarkar et al. (2014) ont examiné l'impact des particules émises par un moteur diesel (DEP) ou du diesel supplémenté avec diverses concentrations de CeO₂ (DEP-Env) sur les cellules mononuclées du sang périphérique
(PBMC)<fnref n="14" /> et ont analysé le lien entre la taille et la bio-réactivité des particules. L'exposition à des particules de diamètre moyen compris entre 60 et 120 nm a entraîné des niveaux les plus élevés de bio-réactivité (les paramètres mesurés : modifications du repliement de l'ARNm pour IL1b, TNFa, IL6 et IL12p40). Une forte association de l'expression de cytokines avec la taille des particules a été observée avec un point critique avec lequel la bio-réactivité diminue. Le tableau 23 présente un résumé des articles mentionnés.

<table><caption>**Tableau 23** : Exemples d'articles caractérisant les particules par leur diamètre hydrodynamique et leur impact sur la santé humaine (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th>Type de particules</th><th>Diamètre hydrodynamique [nm]</th><th>Méthode</th><th>Impact sur la toxicité</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td>CB</td><td>671,98</td><td rowspan="3">Particle size analyzer (Microtrac, PA, USA)</td><td rowspan="3">La plus haute toxicité du CB</td><td rowspan="3">(Wang et al. 2019a)</td></tr><tr><td>DEP</td><td>591,14</td></tr><tr><td>PM<sub>2,5</sub></td><td>399,0</td></tr><tr><td>CB1 (C824455)</td><td>2770,00</td><td rowspan="4">Zetasizer (ZS Nano)<br>Dynamic light scattering instrument (Malvern Instruments, Malvern, UK)</td><td rowspan="4">La plus grande cytotoxicité (et production de ROS) de CB1 et CB2</td><td rowspan="4">(Ren et al. 2019)</td></tr><tr><td>CB2 (C1864)</td><td>269,63</td></tr><tr><td>CB3 (Printex U)</td><td>162,20</td></tr><tr><td>CB4 (SB4A)</td><td>148,25</td></tr><tr><td>DEP 1 0 ;0.1x,1x,10x</td><td>143,26 ;57,7 ; 74,9 ; 97,9</td><td rowspan="3">Zetasizer (ZS Nano)</td><td rowspan="3">Association de toxicité et de taille à un point critique</td><td rowspan="3">(Sarkar et al. 2014)</td></tr><tr><td>DEP 2 0 ;0.1x,1x,10x</td><td>104,5 ; 74,4 ; 85,7 ; 99,5</td></tr><tr><td>DEP 3 0 ;0.1x,1x,10x</td><td>123.2, 120, 153.3, 278,4</td></tr></tbody></table>

CB-noir de carbone, DEP- diesel exhaustion particles, PM<sub>2,5</sub> – particules fines, CB1-CB4 - particules de noir de carbone provenant de sources différentes

## 1.3. Surface spécifique

La surface spécifique, ou plus précisément le « rapport surface sur masse », est plus élevée pour les particules ultrafines ; elles peuvent donc être porteuses d'un nombre plus élevé de contaminants (Oberdörster 2001). En conséquent, les particules les plus fines sont d'excellents vecteurs de polluants pouvant facilement pénétrer dans les cellules (Carpentier et al. 2017), en échappant à la clairance muco-ciliaire. L'endocytose se fait au niveau des cellules épithéliales respiratoires et des macrophages alvéolaires. Les surfaces spécifiques des PM<sub>2,5</sub> et des PM > 2,5 des zones urbaines (10 m<sup>2</sup>/g, et 4 m<sup>2</sup>/g, respectivement) étaient supérieures à celles des particules des zones rurales (7 m<sup>2</sup>/g, 3 m<sup>2</sup>/g, respectivement) et plus élevées dans les particules fines que grossières (Ndong Ba et al. 2019). En effet, les particules urbaines étaient caractérisées par une teneur plus élevée en métaux, ions, paraffines, composés organiques volatiles (COV) et HAP, ce qui provoquait une réponse inflammatoire plus élevée et des dommages oxydatifs plus importants dans les cellules bronchiques. Des observations similaires ont été effectuées par Borgie et al. (2015), qui ont montré une surface de PM<sub>2,5-0,3</sub> urbaine nettement supérieure à celle de particules rurales (11 m<sup>2</sup>/g et 3 m<sup>2</sup>/g, respectivement). Par conséquent, une concentration plus élevée de composés organiques et inorganiques est adsorbée à leur surface, ce qui a provoqué une génotoxicité plus élevée dans les cellules immortalisées pulmonaires BEAS-2B. En revanche, les surfaces spécifiques des particules PM<sub>2,5</sub> collectées en milieu rural autour de Dakar (Sénégal) étaient supérieures à celles de deux sites urbains (13,1, 12,7 et 8,3 m<sup>2</sup>/g), mais ont provoqué une réaction moins importante dans

<footnote n="14">¹⁴ Cellules mononuclées du sang périphérique sont les cellules du sang périphérique qui ont un seul noyau</footnote>
les cellules BEAS-2B. En effet, les PM₂,₅ provenant de deux sites urbains ont induit des modifications plus pérennes et/ou plus importantes montrées par l'incorporation de bromodésoxyuridine (BrdU) et l'activité de MDH et/ou de l'activité extracellulaire de LDH dans les cellules BEAS-2B par rapport à celles provenant des cellules rurales. Cela peut être dû à la composition des particules ; les particules urbaines ont été caractérisées par un contenu plus élevé en métaux, COV, HAP et paraffines (Dieme et al. 2012).

Les particules d'origine industrielle étaient caractérisées par une surface spécifique supérieure à celle des particules collectées dans les zones urbaines et rurales de la ville de Dunkerque, en France (5,2 ; 3,5 ; 2,8 m²/g, respectivement), sans impact important sur leur toxicité vis-à-vis des cellules BEAS-2B (Dergham et al. 2012).

## 2. Composition

Les particules atmosphériques sont généralement composées d'un noyau carboné qui joue le rôle de vecteur de certains xénobiotiques. Par conséquent, ils augmentent la pénétration et la rétention de produits chimiques, comme par exemple des HAP, dans les cellules et permettent d'exercer des effets pro-inflammatoires à long terme (Carpentier et al. 2017). La composition des particules détermine leurs propriétés physico-chimiques ainsi que leur toxicité. Elle est déterminée par la source d'émission.

Seules quelques études ont évalué les effets des composants des particules sur certains paramètres biologiques en utilisant, par exemple, des outils statistiques comme l'analyse en composantes principales (ACP) ou tests de corrélation de Pearson. Perrone et al. (2013) ont analysé les particules fines ambiantes échantillonnées sur trois sites différents dans le nord de l'Italie afin d'attribuer les différences de composition, mais aussi les sources et certaines conditions externes aux effets potentiels sur la santé. Différentes caractéristiques des particules entre les sites et en fonction des saisons ont été observées. Les cellules A549 (cellules cancéreuses pulmonaires humaines) exposées à des solutions de particules ont montré de légères différences dans la réaction immunitaire mesurée par la libération d'IL-8, la production d'espèces réactives de l'oxygène (EROs), les dommages à l'ADN et une cytotoxicité globale mesurée par le test MTT. Même si les concentrations les plus élevées de PM₂,₅ et de PM₁ ont été observées en hiver, en particulier dans les zones urbaines, les particules de printemps et d'été ont provoqué la toxicité la plus élevée, qui était en corrélation avec les concentrations de particules inorganiques et organiques secondaires. En général, la cytotoxicité, la réponse inflammatoire et la génération d'EROs ont été influencées par les composants chimiques associés à la source secondaire, aux poussières et à la source de combustion de biomasse répandue dans la région. Ces effets étaient similaires entre les sites urbains et ruraux. Cependant, les effets génotoxiques ont été provoqués plus vraisemblablement par les particules provenant de sites urbains car elles contiennent davantage de métaux et de carbone élémentaire provenant du trafic. Plus spécifiquement, les auteurs ont démontré que la réponse du MTT était influencée par le carbone organique, le Na⁺ et l'Al (d'origine terrigène), les OX et le SO₄²⁻, certains métaux traces (par exemple Ba, Cu, Ni et V) et par les composés liés au trafic tels que le carbone élémentaire et les n-alcanes (ALK). L'IL8 était principalement influencée par le carbone organique et le Cu, tandis que la production de EROs augmentait avec la concentration croissante de métaux anthropiques (Cd, Pb et Zn), ainsi que du carbone organique, de certains alcanes de haut poids moléculaire et d'autres composés organiques primaires, le LEVO (lévoglucosan) et les HAP. Les dommages à l'ADN estimés par le test des comètes seraient dus aux métaux et aux espèces organiques, tels qu'OC et CPcdP (Cyclopenta [cd] pyrène). Néanmoins, le pourcentage de cellules endommagées a changé en fonction de la présence de NO₃⁻, de Cl⁻ et de LEVO.

Des échantillons de PM₂,₅-₀,₃ collectés sur deux sites différents : urbain (U), fortement influencé par le trafic et les autres activités humaines et rural (R), loin d'un trafic intense se sont révélés différents en termes de composition chimique selon Borgie et al. (2015b). Les particules provenant de sites urbains contenaient généralement plus d'éléments inorganiques (1 339 ng/m³ en U contre 700 ng/m³ en R), d'espèces ioniques (4 731 ng/m³ en U contre 3 381 ng/m³ en R), des HAP, PCDD/Fs et PCB. Globalement, les particules provenant des deux sites ont provoqué une surexpression des micro-ARN, la phosphorylation de l'histone H2AX et la modulation de l'expression des ARNm du type CYP1A1, CYP1B1 et AhRR dépendamment de la dose, mais seul l'échantillon de PM₂,₅-₀,₃ en milieu urbain a augmenté l'activité de la télomérase en fonction de la dose.
Les particules caractérisées par une teneur plus élevée en éléments provenant du sol sont principalement associées à une perturbation de la membrane cellulaire. Par conséquent, les effets pro-inflammatoires provoquent des problèmes de santé graves, par exemple la fibrose pulmonaire. D'autre part, les particules anthropiques pourraient avoir un impact sur les maladies cardiovasculaires, pulmonaires et systémiques, car elles induisent des cytokines pro-inflammatoires (Osornio-Vargas et al. 2011).

## 2.1. Métaux de transition

La présence de métaux peut affecter les cellules car ils présentent un fort potentiel oxydant. Le tableau 24 présente les études dans lesquels des métaux de transition ont été dosés dans les particules. Par exemple, les métaux de transition particulaires (par exemple le fer, le cuivre) peuvent générer des espèces réactives de l'oxygène en catalysant le transfert d'électrons (DiStefano et al. 2009; Fang et al. 2015). Cela peut provoquer divers effets sur l'organisme humain. Par exemple le fer, le silicium et le potassium dans les PM₁₀ sont positivement associés à la pression artérielle diastolique chez les enfants de 12 ans (Bilenko et al. 2015). Carvalho-Oliveira et al. (2015) ont montré que l'exposition aux PM₂,₅ induisait davantage de changements structurels dans l'épithélium du palais de grenouille que les poussières totales en suspension (TSP) collecté dans une installation de frittage d'acier. Les deux types de particules mentionnées étaient caractérisées par une composition chimique différente, le fer étant le composant principal des TSP et le soufre, le zinc, le cuivre, le nickel et le vanadium, ainsi que plusieurs espèces organiques constitués les éléments centraux des PM₂,₅ provenant de la circulation routière. Même si ces deux groupes ont provoqué des modifications de transport muco-ciliaire, les modifications morphologiques ont été plus importantes dans le cas des particules issues de la circulation routière, ce qui suggère une relation entre toxicité et composition chimique. La composition des PM₂,₅, et plus précisément la teneur en métaux, pourrait affecter le développement neuropsychologique des jeunes enfants dont les mères ont été exposées à des particules en suspension dans l'air pendant la grossesse (Lertxundi et al. 2015). Cependant, les auteurs ne caractérisent pas les particules collectées, mais supposent seulement que la relation décroissante entre la distance entre le domicile et les installations émettant des métaux et le développement psychomoteur et cognitif est liée à la présence de métaux.

L'exposition de rats à des cendres volantes contenant plus de 90 % de PM₅, caractérisées par des teneurs relativement élevées en Cd, Cr, Cu, Mn et Pb a provoqué une augmentation de la production de PAL (phosphatases alcalines) et de SGPT (Sérum Glutamate Pyruvate Transaminase), mais pas de SGOT (Sérum Glutamo-Oxalacétique Transaminase), ainsi qu'une augmentation significative du poids relatif et absolu du foie (Mani et al. 2007). Les auteurs ont montré que le Cd, le Cu et le Pb avaient tendance à se concentrer dans les reins, le Cr dans les poumons et le Mn dans le foie chez les rats exposés, corps entier, aux cendres volantes. Néanmoins, dans la chambre d'inhalation « nose only », les concentrations de Cd étaient élevées dans les trois organes, de Cr dans les poumons, de Cu et de Pb dans les poumons et les reins. Le vanadium (V) a été reconnu comme un composant majeur des cendres volantes de pétrole (OFA) causant des dommages aux mitochondries en raison de son activité pro-oxydante (Visalli et al. 2015). Cet élément est un contaminant omniprésent dans l'air, présent dans l'OFA à des concentrations élevées et sous une forme biodisponible et hautement soluble dans l'eau. Lorsque l'OFA pénètre profondément dans les voies pulmonaires, l'exposition au V peut augmenter considérablement le risque de développer des maladies respiratoires aiguës. L'entrée du V dans les cellules via les particules provoque la production de plusieurs espèces réactives de l'oxygène (EROs) dans le compartiment cytoplasmique, qui activent la voie de l'apoptose intrinsèque en induisant un échec mitochondrial (Visalli et al. 2015).
<table><caption>Tableau 24 : Exemples d'articles caractérisant les particules par leur teneur en métaux (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th>Type de particules</th><th>Métaux analysés</th><th>Teneur</th><th>Méthodes analytiques</th><th>Toxicité</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td>PM<sub>2,5</sub></td><td>Cr(VI), Pb2+, As(III)</td><td>0,10%, 0,51%, 0,10%</td><td>ICP MS for Cr and Pb, AFS for As</td><td>Effet synergique du Cr et du Pb</td><td>(Jia et al. 2019)</td></tr><tr><td>OFA</td><td>V (IV), Fe (III), Ni (II)</td><td>68,8 µM<br>110,4 µM<br>18 µM</td><td>potentiometric redox titration with a standard Fe(II) for V and by atomic absorption in an air-acetylene flame</td><td>Effets pro-apoptotiques de V</td><td>(Visalli et al. 2015)</td></tr><tr><td>PM<sub>10</sub></td><td>Cr, Ni, Cu, Zn, As, Mo, Cd, Sn, Sb, Tl, Pb, and B</td><td>Total: winter 1 935±644 ng/m<sup>3</sup>, summer 793±345 ng/m<sup>3</sup><br>Soluble : winter 877±451 ng/m<sup>3</sup>, summer 294±219 ng/m<sup>3</sup></td><td>ICP MS</td><td>Ni, Cu, Cd et Pb - les plus toxiques, les métaux plus toxiques sous formes solubles</td><td>(Xiaoyan et al. 2015)</td></tr><tr><td>PM<sub>2,5</sub><br>PM<sub>10</sub></td><td>Cu, Fe, K, Ni, S, Si, V, Zn</td><td>PM<sub>2,5</sub>: 3.1, 77.9, 111.7, 1.8, 875.9, 80.3, 2.8, 22.2 ng/m<sup>3</sup>,<br>PM<sub>10</sub>: 11, 338.6, 206.1, 2.0,1000.8, 341.6, 3.5, 30.2 ng/m<sup>3</sup></td><td>energy dispersive X-ray fluorescence spectrometry</td><td>Fe, Si et K dans les PM<sub>10</sub> sont positivement corrélés avec la pression sanguin diastolique</td><td>(Bilenko et al. 2015)</td></tr></tbody></table>

PM<sub>2,5</sub> – particules fines, PM<sub>10</sub> – particules caractérisées par la diamètre aérodynamique inférieur que 10µm, OFA – cendres volantes de pétrole

Le Ni, le Cu, le Cd et le Pb ont été reconnus comme les éléments les plus toxiques des PM<sub>10</sub> collectés dans une ville industrielle du charbon du nord de la Chine, en particulier en hiver, lorsqu'ils sont plus susceptibles d'être présents sous leurs formes solubles (Xiaoyan et al. 2015).

La difficulté d'estimation du risque pour chaque composant des particules est principalement liée à son contenu complexe et très variable. En effet, l'exposition à la combinaison de substances toxiques provoque des effets additifs, synergiques ou antagonistes qui se traduisent par une réaction complexe au niveau biologique (Lu et al. 2015). Par exemple, la combinaison de nano-SiO<sub>2</sub> et de Pb exerçait des effets synergiques sur la génération de ERO, l'activité de GSH-Px (glutathion peroxydase) et les dommages à l'ADN, ainsi que des effets additifs sur la teneur en GSH (glutathion réduit), l'activité de la SOD (superoxide dismutase) et la teneur en MDA (malondialdéhyde), lors de l'exposition de cellules A549 (cellules cancéreuses pulmonaires humaines) (Lu et al. 2015). Les auteurs expliquent ce phénomène par le « cheval de Troie » ou la fonction porteuse du nano-SiO<sub>2</sub> qui facilite l'accumulation de Pb dans les cellules. (Jia et al. 2019) ont démontré le rôle clé de la coexistence de Cr (VI) et de Pb<sup>2+</sup> dans la cytotoxicité induite par les PM<sub>2,5</sub>. Les auteurs ont exposé des cellules pulmonaires cancéreuses A549 à des particules modèles PM<sub>2,5</sub> caractérisées par différentes concentrations de métaux sélectionnés, affichant une LC<sub>50</sub> supérieure pour les particules chargées de Cr (VI) et Pb<sup>2+</sup>. L'effet le plus fort n'a été démontré que lorsque ces deux métaux étaient présents ensembles, mais seulement légèrement dans des particules composées uniquement de Cr ou de Pb.
### 2.1.1. Solubilité et biodisponibilité

La plupart des recherches concernant la teneur en métaux dans les particules se focalisent sur les concentrations générales sans prendre en compte la biodisponibilité. Néanmoins, ce sont ses éléments traces très mobiles, et non le contenu total à prendre en compte lors de l'évaluation des risques pour l'environnement et la santé. Zajusz-Zubek et al. (2015) ont suggéré que la spéciation chimique des oligo-éléments dans les particules revêtait une grande importance et devait donc être systématiquement effectuée dans le cadre de la surveillance de l'air et des études toxicologiques.

La solubilité des métaux des PM<sub>2.5</sub> était supérieure à celle des particules grossières, ce qui est lié à la composition différente de ces deux types de particules. Les particules fines contiennent plus d'anions solubles (tels que Cl<sup>-</sup>, NO<sub>3</sub><sup>-</sup>, SO<sub>4</sub><sup>2-</sup>, H<sub>2</sub>PO<sub>4</sub><sup>-</sup>) que la fraction grossière constituée principalement d'alumino-silicate (Huang et al. 2015). De plus, la solubilité peut être affectée par certains facteurs atmosphériques tels que la présence de SO<sub>2</sub> pouvant réagir avec les particules, avec un effet plus important en périodes d'été (Xiaoyan et al. 2015).

## 2.2. Composés organiques

En général, les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) sont les produits de la pyrolyse de la matière organique ou de la combustion incomplète. Ces composés organiques ont été reconnus comme les polluants majeurs de l'air. Leurs effets toxiques sont principalement liés au stress oxydant qui peuvent conduire à des effets mutagènes et carcinogènes. L'US EPA a répertorié 16 HAP parmi les polluants prioritaires en matière d'exposition potentielle et d'effets néfastes sur la santé humaine (naphthalene, acenaphthylene, acenaphthene, fluorene, phenantrene, anthracene, fluoranthene, pyrene, benz[a]anthracene, chrysene, benzo[b]fluoranthene, benzo[k]fluoranthen, benzo[a]pyrene, dibenz[ah]anthracene, benzo[ghi]perylene, indeno[1,2,3-cd]pyrene), dont le benzo[a]pyrene a été classé comme cancérigène (groupe 1) et le naphtalène, le chrysène, le benz[a]anthracène, le benzo[k]fluoranthène et le benzo[b]fluoranthène comme probablement cancérigène (groupe 2A). Les humains sont exposés à ces xénobiotiques principalement *via* les particules en suspension qui absorbent entre 59 à 97 % des HAP présents dans l'atmosphère (Mo et al. 2019).

<table><caption>Tableau 25 : Exemples d'articles caractérisant les particules par leur teneur en HAP (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th>Type de particules</th><th>Concentration totale en HAP</th><th>Méthode</th><th>Impact sur la toxicité</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>0,66-5,65 ng/m<sup>3</sup></td><td>Chromatographie et spectrométrie de masse</td><td>Pas d'impact sur la génotoxicité</td><td>(Silva da Silva et al. 2015)</td></tr><tr><td>PM<sub>2.5</sub> (DEP)</td><td>288,3 µg/m<sup>3</sup></td><td>Chromatographie</td><td>Augmentation du 1-OHP urinaire, dommage à l'ADN</td><td>(Duan et al. 2016)</td></tr><tr><td>PM<sub>0.3-2.5</sub> U</td><td>689 ng/m<sup>3</sup></td><td rowspan="3">Chromatographie</td><td rowspan="3">Expression accrue des gènes CYP1A1 et CYP1B1 I> U> R</td><td rowspan="3">(Dergham et al. 2012)</td></tr><tr><td>PM<sub>0.3-2.5</sub> I</td><td>1,021 ng/m<sup>3</sup></td></tr><tr><td>PM<sub>0.3-2.5</sub> R</td><td>146 ng/m<sup>3</sup></td></tr><tr><td>PM<sub>2.5</sub> P1</td><td>2,81 ng/m<sup>3</sup></td><td rowspan="3">Chromatographie</td><td rowspan="3">Expression accrue des gènes CYP1A1 et CYP1B1 uniquement dans les cellules P1 et P2</td><td rowspan="3">(Dieme et al. 2012)</td></tr><tr><td>PM<sub>2.5</sub> P2</td><td>2,73 ng/m<sup>3</sup></td></tr><tr><td>PM<sub>2.5</sub> R</td><td>n.d.</td></tr></tbody></table>

PM<sub>2.5</sub> – particules fines, DEP – diesel exhaust particles, U –urban, I – industrial, R – rural, P1, P2 – urban sites

Plusieurs études ont montré l'impact des HAP liés aux particules atmosphériques sur la santé (Tab. 25). Silva da Silva et al. (2015) ont montré qu'il n'y avait aucune relation importante entre la présence d'HAP et la génotoxicité dans les cas de PM<sub>2.5</sub> avec une relativement faible concentration de PM<sub>2.5</sub> (0,66-5,65 ng/m<sup>3</sup>). Cependant, même des faibles doses de HAP liés aux PM<sub>2.5</sub> ont pu provoquer une augmentation de l'expression des gènes d'enzymes métabolisant les HAP et/ou les COV (Duan et al. 2016). De même, l'expression de ces gènes a augmenté de manière dose-dépendante avec la quantité d'HAP dans une étude de Dergham et al. (2012). Les
auteurs ont remarqué une réponse inflammatoire dans les cellules exposées : cellules BEAS-2B (lignée cellulaire pulmonaire humaine immortalisée) qui est au moins partiellement liée à la présence des HAP.

Les employés d'usines de moteurs diesel en Chine, exposés à des très fortes concentrations d'HAP (concentration totale moyenne de 288,3 µg/m³), ont présenté une forte concentration de 1-hydroxypyrène (1-OHP) dans les urines. Ce métabolite du pyrène a été reconnu comme un biomarqueur de l'exposition humaine aux HAP (Jongeneelen 2001) et peut indiquer indirectement la dose d'absorption réelle. Les auteurs ont constaté que les travailleurs ont été davantage exposés au risque de cancérogenèse liée aux graves dommages à l'ADN provoqués par les composants organiques des particules.

## 2.3. Bioaérosols

La taille des particules est modifiée par leurs composants, y compris les différents xénobiotiques (les HAP, les métaux etc.) et les bioaérosols (les protéines, les lipides, les carbohydrates, les endotoxines, les lipopolysascharides, l'ADN, l'ARN, les spores, les bactéries et les virus). Cette fraction de composants des particules n'est pas prise en compte dans la surveillance de la qualité d'air, malgré que certains bioaérosols peuvent contribuer de façon importante en concentration massique de PM₁₀ et PM₂,₅ et aggraver leurs impacts sanitaire (Hyde et Mahalov et al. 2020). Les particules biologiques qui peuvent entrer dans la gamme de la taille de PM₂,₅ et PM₁₀ sont les bactéries (1-5µm), les endotoxines (<5µm), les spores de moisissures (2-10µm), certains amibes (cistes de Naegleria, 7-15µm), les virus (0,02-0,3µm), certains pollens (ex. Chlorella vulgaris, 8-10µm). Les microorganismes présents à la surface des particules atmosphériques peuvent survivre dans l'air et être transportés à long distance due à leur petite taille. Il a été démontré que les bioaérosols peuvent constituer 15-25% de la masse totale des particules et peuvent donc être responsable d'une augmentation d'incidence de certaines maladies (Samake et al. 2017). Par exemple une augmentation d'incidence des infections aiguës des voies respiratoires causées par certaines virus respiratoire a été corrélée avec une augmentation de la concentration des particules fines dans l'air ambiant (Cheon et al. 2019, Richardson et al. 2013).

### 2.3.1. Endotoxines

Les endotoxines sont des composants omniprésents des bactéries à Gram négatif. Étant liés aux particules atmosphériques, elles peuvent avoir un impact important sur la santé humaine (Tab. 26). L'augmentation de la concentration d'endotoxines était positivement corrélée aux marqueurs inflammatoires (IL-6, CRP, fibrinogène, homocystéine totale, facteur VIII, D-dimères et complexe plasmine-anti-plasmine PAP) dans une étude épidémiologique portant sur 6 814 adultes dans trois régions différentes aux États-Unis (Adar et al. 2015). Les auteurs ont observé une association plus forte d'endotoxines avec les PM₁₀ qu'avec les PM₂,₅. De même, Osornio-Vargas et al. (2003) ont montré que les particules plus petites induisaient une cytotoxicité par le biais d'un mécanisme indépendant des endotoxines, qui est néanmoins admis pour les PM₁₀. Cependant, la concentration d'endotoxines n'était pas corrélée ni à la taille ni à l'origine des particules selon l'étude de Osornio-Vargas et al. (2011), subséquemment aucun impact spécifique sur la toxicité n'a été constaté.
<table><caption>Tableau 26 : Exemples d'articles caractérisant les particules par leur teneur en endotoxines (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th>Type de particule</th><th>Concentration totale</th><th>Méthode de mesure</th><th>Impact sur la toxicité</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td>PM<sub>10</sub></td><td>0,1 [UE/m<sup>3</sup>]</td><td>Land use regression spatial prediction models</td><td>Augmentation des biomarqueurs inflammatoires</td><td>(Adar et al. 2015)</td></tr><tr><td>PM<sub>10</sub></td><td>IZ : 138,4 [UE/mg]<br>CZ : 170,4 [UE/mg]</td><td>Kinetic assay of Limulus Amebocyte lysate (LAL) assay</td><td>Induction de la voie proinflammatoire liée aux endotoxines</td><td>(Morales-Bárcenas et al. 2015)</td></tr><tr><td>PM<sub>2,5</sub></td><td>N : 21,69 [UE/mg]<br>SE : 12,22 [UE/mg]<br>N : 30,09 [UE/mg]</td><td>Kinetic assay of Limulus Amebocyte lysate (LAL) assay</td><td>Induction de la voie proinflammatoire liée aux endotoxines</td><td>(Osornio-Vargas et al. 2003)</td></tr><tr><td>PM<sub>10</sub></td><td>SE : 59,34 [UE/mg]</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>PM<sub>10</sub> SU</td><td>63,99 ± 29,02 [UE/mg]</td><td>Kinetic chromogenic Limulus Amebocyte Lysate (LAL) assay</td><td>Aucune différence importante trouvée</td><td>(Osornio-Vargas et al. 2011)</td></tr><tr><td>PM<sub>2,5</sub> SU</td><td>111,41 ± 150,59 [UE/mg]</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>PM<sub>10</sub> U</td><td>71,04 ± 59,05 [UE/mg]</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>PM<sub>2,5</sub> U</td><td>36,93 ± 35,69 [UE/mg]</td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

SU: semi-urban, UM: urban ; UE : Unités d'Endotoxines

## 3. Size vs. Composition - Comment la taille détermine la composition des particules ?

La taille pourrait déterminer la composition des particules. De nombreuses études ont montré que les différentes fractions de particules, collectées dans le même environnement, diffèrent en termes de composants. Par exemple, Bello et al. (2013) ont analysé la fraction ultrafine, fine et grossière des particules collectées dans un centre de photocopie, montrant de légères différences par rapport au pourcentage de carbone élémentaire et organique et de composants inorganiques. Les PM<sub>2,5</sub> et les PUF collectées à Beyrouth (Liban) différaient selon certains composants chimiques : le Ca<sup>2+</sup> et le Fe étaient plus abondants dans les particules fines que dans les ultrafines. Les concentrations totales de carbone étaient deux fois plus élevées dans les PUF. Le SO<sub>4</sub><sup>2-</sup> dominaient dans les PUF (sous forme d'ions inorganiques secondaires) tandis que le NO<sub>3</sub><sup>2-</sup> étaient plus présents dans les particules fines. Ces différences peuvent être partiellement expliquées par des sources diverses des deux fractions de particules, étant donné que les PUF apparaissent plus souvent comme des sous-produits d'une combustion incomplète (Borgie et al. 2015a). Les auteurs ont également signalé des concentrations plus élevées de HAPs et de PCDD/F (dioxines) dans les PUF par rapport aux PM<sub>2,5</sub>, mais pas pour les PCB (polychlorobiphényles). L'ensemble des différences dans la composition des deux groupes de particules se reflète dans leurs effets cytotoxiques au niveau des surnageant de culture de cellules BEAS-2B (cellules pulmonaires humaines immortalisées). La fraction organique et soluble dans l'eau des PUF, mais pas celle des PM<sub>2,5</sub>, a provoqué une altération précoce de l'intégrité de la membrane et du métabolisme mitochondrial à de faibles concentrations, tandis que les PM<sub>2,5</sub> et les PUF ont provoqué des modifications de l'expression de gènes des enzymes métabolisant les HAP.

Il existe de fortes preuves que la taille des particules n'est que l'un des paramètres pouvant modifier leur toxicité. Par exemple, Adar et al. (2015) ont émis l'hypothèse que les PM<sub>10</sub> pourraient avoir un potentiel inflammatoire plus important en raison de niveaux élevés d'endotoxines par rapport aux PM<sub>2,5</sub>.

De même, le taux de cytokines pro-inflammatoires (IL-6, TNF-α et MIP-2) des coupes de tissu pulmonaire de souris exposées aux particules collectées dans l'air intérieur d'une installation de traitement des déchets électroniques était plus élevé pour les particules grossières que pour la fraction fine (Kim et al. 2015). Les fractions de particules collectées varient en termes de composition. La concentration en espèces ioniques
(principalement SO₄²⁻), en carbone organique et en carbone élémentaire ont augmenté avec la diminution de la taille des particules, tandis que les concentrations en éléments inorganiques ont augmenté avec la taille des particules, représentant respectivement 8 %, 15 % et 16 % des particules ultrafines, fines et grossières. Ainsi, la différence entre les effets toxiques des fractions peut être partiellement expliquée par les différences de composition élémentaire. En effet, les particules grossières étaient caractérisées par des teneurs beaucoup plus élevées de la plupart des oligo-éléments (à l'exception d'As, S, Si) : la concentration de Cd était de 51 µg/g dans les PM₂.₅-₁₀, 32 µg/g dans les PM₂.₅ et 13 µg/g dans les PM₀.₁, Cr : 143 µg/g dans les PM₂.₅-₁₀, 121 µg/g dans les PM₂.₅ et 52 µg/g dans les PM₀.₁.

De même, une composition de particules dépendante de la taille a été montrée par Akhtar et al. (2014). Les auteurs ont comparé une composition chimique des trois fractions de particules ambiantes : grossières (diamètre aérodynamique entre 2,5 et 10 µm), fines (diamètre aérodynamique entre 1,5 et 2,5 µm) ou quasi-ultrafines (diamètre aérodynamique <0,2 µm). Les métaux étaient présents principalement dans la fraction grossière, alors que les particules fines et quasi-ultrafines étaient composées à 53% de la matière organique. En général, les composants solubles dans l'eau (sous forme d'ions, d'amines et de carbone organique) constituaient 59 % des particules fines, 41 % des ultrafines et seulement 28 % de la fraction grossière. En outre, la fraction des particules ultrafines contenait la plus forte proportion d'aminés (38%) et de carbone organique (24%), tandis que les particules grossières étaient caractérisées par la plus forte proportion de métaux solubles dans l'eau (17%). En conséquence, les trois groupes de particules ont provoqué des réactions légèrement différentes dans les cellules pulmonaires cancéreuses A459. L'expression de l'IL-8 était significativement plus faible suite à une exposition aux particules grossières que suite à une exposition aux particules fines et ultrafines. Néanmoins, l'expression du gène de l'hème oxygénase 1 (HMOX-1) était significativement plus faible pour les particules fines que pour les particules grossières et ultrafines. En ce qui concerne la viabilité cellulaire, les particules grossières étaient plus cytotoxiques que les particules fines et ultrafines. En conséquence, les corrélations des composants des particules sont également spécifiques à la taille. [HMOX-1 et IL-8 (ARNm)] étaient corrélés positivement et la viabilité cellulaire négativement avec (1) Al total, Ba, Ca, Cr, Cu, Fe, Mg, Mn, Na, Si, Ti, Zn et OC pour la fraction grossière, (2) Ba, Cr, Cu, Fe, Mg, Mn, Ti, Zn et OC pour fraction fine, et (3) Mn total, Na, Si, Ti, Zn et OC pour la fraction ultrafine. Ainsi, toutes les réponses observées peuvent être associées aux sources liées au trafic, ce qui peut expliquer une toxicité plus élevée des particules grossières, composées principalement de métaux.
## 4. Concentration totale / masse

La plupart des études montre une relation dose-dépendante entre les particules en suspension et les effets toxiques. Par exemple, (Kim et al. 2015) ont évalué les effets des PM<sub>2.5</sub>, NO<sub>2</sub> et O<sub>3</sub> sur les niveaux des enzymes de foie (AST, ALT et γ-GTP) en utilisant des modèles mathématiques pour chaque participant à l'étude. Les participants étaient 545 coréens adultes, âgés de plus de 60 ans, tous habitants dans la zone du site d'échantillonnage. Les auteurs ont montré un lien étroit qui existe entre la concentration des trois polluants et la production d'enzymes hépatiques sélectionnées. La même corrélation positive entre les concentrations de PM<sub>10</sub>, NO<sub>2</sub>, SO<sub>2</sub> et CO et le teneur en AST, ALT a été trouvé récemment par (Kim et al. 2019). De même, chaque augmentation de 1 µg/m<sup>3</sup> de PM<sub>1</sub>, PM<sub>2.5</sub> et PM<sub>10</sub> a entraîné une augmentation d'AST de 0,360, 0,293 et 0,278 (coefficient de régression), respectivement, ce qui montre une forte interaction proportionnelle à la taille et à la dose (Pejhan et al. 2019).

La masse totale de PM<sub>2.5</sub> était fortement corrélée à la production d'EROs et à l'expression de cytokines lorsque la lignée cellulaire de macrophage alvéolaire de rat a été exposée à des particules recueillies à différents moments dans le temps à Bagdad, en Iraq (Hamad et al. 2016).

Khatri et al. (2013b) ont montré une relation linéaire entre la concentration moyenne quotidienne de particules et les réponses biologiques (les cytokines et la teneur en protéines totales) jusqu'à une concentration d'environ 10 000 particules par cm<sup>3</sup> et aplatie pour des niveaux d'exposition allant de 10 000 à 30 000 particules par cm<sup>3</sup> dans le lavage nasal de 9 volontaires âgés de 18 ans exposés à l'air ambiant du centre de photocopie. Les jeunes adultes ont été exposés à des particules de distribution granulométrique étendue, avec des maximas compris entre 20 et 40 nm. Les particules étaient composées de métaux (principalement de Fe, Si, S), des composés organiques semi-volatils (COSV) du carbone organique et du carbone élémentaire, avec une composition légèrement différente entre les fractions grossières, fines et ultrafines.

## 5. Teneur en oxygène

Les particules entrant dans la cellule activent une cascade de mécanismes, parmi lesquels le stress oxydatif constitue la première ligne de défense (Tab. 27). Par conséquent, la teneur en oxygène peut influer la toxicité du polluant (Pedersen et al. 2016). (Wang et al. 2019a) ont comparé l'impact des PM<sub>2.5</sub>, CB et DEP sur le stress oxydatif et la fonction des organelles dans trois lignées cellulaires liées aux poumons. Bien que toutes les particules testées aient induit un dysfonctionnement mitochondrial dans les cellules ainsi qu'une alcalisation lysosomale, seul le CB a provoqué un stress oxydant au niveau du réticulum endoplasmique dans deux des trois lignées cellulaires. Les auteurs ont suggéré que cette augmentation des effets du CB pourrait être liée à sa faible teneur en oxygène (3,21 %) par rapport aux PM<sub>2.5</sub> et au DEP (56,11 % et 44,60 %, respectivement). En effet, il a été démontré qu'une moindre teneur en oxygène pourrait faciliter l'agrégation des particules et, par conséquent, une interaction plus importante des particules et des cellules. Cela conduit à des dommages cellulaires et une inflammation. De même, (Wu et al. 2018) ont examiné la cytotoxicité de quatre particules de CB caractérisées par différentes teneurs en oxygène chez la souris. Les deux types de particules contenant moins d'oxygène (1,99 % et 2,91 %) ont provoqué les lésions pulmonaires les plus importantes (telles que l'inflammation) et l'activation des macrophages. Les auteurs ont suggéré que la teneur en oxygène était un acteur important de l'agrégation et de l'agglomération de CB. Aussi, parmi quatre CB commerciaux différentes, les plus cytotoxiques pour les ostéoblastes étaient ceux ayant la plus faible teneur en oxygène (Ren et al. 2019).
<table><caption>Tableau 27 : Exemples d'articles caractérisant les particules par leur teneur en oxygène (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th>Type de particules</th><th>Teneur en oxygène [%]</th><th>Méthode de mesure</th><th>Impact sur la toxicité</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td>CB</td><td>3,21</td><td rowspan="3">X-ray photoelectron spectrometer (XPS, Thermo Fisher, USA)</td><td rowspan="3">La plus haute toxicité de CB; une teneur moindre en oxygène facilite l'agrégation, ce qui provoque une interaction soutenue des particules avec les cellules</td><td rowspan="3">(Wang et al. 2019a)</td></tr><tr><td>DEP</td><td>56,11</td></tr><tr><td>PM<sub>2,5</sub></td><td>44,60</td></tr><tr><td>CB1 (C824455)</td><td>10,26</td><td rowspan="4">XPS</td><td rowspan="4">La plus grande cytotoxicité (et production de ROS) de CB1 et CB2</td><td rowspan="4">(Ren et al. 2019)</td></tr><tr><td>CB2 (C1864)</td><td>17,33</td></tr><tr><td>CB3 (Printex U)</td><td>30,57</td></tr><tr><td>CB4 (SB4A)</td><td>26,55</td></tr><tr><td>CB1 (C824455)</td><td>1,99</td><td rowspan="5">XPS</td><td rowspan="5">La plus grande cytotoxicité de CB1 et CB2, la teneur en oxygène est un dictateur important de l'agrégation et de l'agglomération</td><td rowspan="5">(Wu et al. 2018)</td></tr><tr><td>CB2 C1864</td><td>2,91</td></tr><tr><td>CB3 Printex U</td><td>8,41</td></tr><tr><td>CB4 SB4A</td><td>15,19</td></tr><tr><td>PM<sub>2,5</sub></td><td>Around 35</td></tr></tbody></table>

CB-noir de carbone, DEP- diesel exhaustion particles, PM<sub>2,5</sub> – particules fines, CB1-CB4- particules de noirs de carbone provenant de sources différentes

## 6. Potentiel Zeta et agrégation/agglomération des particules

La charge de surface a été reconnue comme le facteur principal dans la détermination de la dispersibilité des nanoparticules en solution. Les particules caractérisées par la plus grande charge négative (en valeur absolue) sont également caractérisées par une meilleure stabilité colloïdale. Quelques études ont montré l'impact du potentiel zêta sur la toxicité des particules (Tab. 28).

Sarkar et al. (2014b) ont examiné l'impact des particules émises par un moteur diesel brûlant du diesel (DEP) ou du diesel dopé avec diverses concentrations de CeO<sub>2</sub> (DEP-Env) sur les cellules mononuclées du sang périphérique (PBMC) et ont analysé le lien entre leur potentiel zêta et leur bioréactivité. Les plus hauts niveaux de bioréactivité ont été détectés dans les échantillons avec des charges de -45 à -37mV. Une forte association de l'expression de cytokines avec le potentiel zêta a été observée avec un point critique faisant diminuer la bioréactivité. Notamment, les particules de noir de carbone caractérisées par une charge négative plus importante ont été reconnues comme moins toxiques sur les ostéoblastes (Ren et al. 2019). Les auteurs expliquent qu'un potentiel zêta plus élevé (en valeur absolue) aide à conserver une meilleure stabilité colloïdale. De plus, la charge plus faible (se rapprochant de zéro) facilite l'agrégation des particules, ce qui provoque une toxicité plus forte des particules (Wang et al. 2019, Fan et al. 2019).
<table><caption>Tableau 28 : Exemple d'articles caractérisant les particules par leur potentiel zêta (RECORD 2020)</caption><thead><tr><th>Type de particule</th><th>Potentiel zêta [eV]</th><th>Technique analytique</th><th>Impact sur la toxicité</th><th>Reference</th></tr></thead><tbody><tr><td>CB</td><td>-8.67</td><td>Particle size analyzer</td><td>Le petit potentiel zêta facilite l'agrégation; plus forte toxicité de CB</td><td>(Wang et al. 2019a)</td></tr><tr><td>DEP</td><td>-21.5</td><td>(Microtrac, PA, USA)</td><td></td><td></td></tr><tr><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-24.1</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>CB1 (C824455)</td><td>-4.68</td><td>Zeta-sizer</td><td></td><td></td></tr><tr><td>CB2 (C1864)</td><td>-13.20</td><td>(Malvern Nano ZS, Nalvem, UK)</td><td>(Ren et al. 2019)</td><td></td></tr><tr><td>CB3 (Printex U)</td><td>-22.07</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>CB4 (SB4A)</td><td>-29.28</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>PLGA (-)</td><td>-28.0</td><td>Zeta-sizer</td><td></td><td></td></tr><tr><td>PLGA (-) NA</td><td>-45.8</td><td>(Malvern Nano ZS, Nalvem, UK)</td><td>Pas de comparaison</td><td>(Carpentier et al. 2017)</td></tr><tr><td>PLGA (-) B(a)P</td><td>-33.6</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>PLGA (-) DEHP</td><td>-33.3</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>DEP 1 0,0.1x,1x,10x</td><td>-35.9, -36.7, -39.4, -37.4</td><td>Zetasizer (ZS Nano) dynamic light scattering instrument</td><td>La plus toxicité la plus importante pour les échantillons entre-45 à -37mV</td><td>(Sarkar et al. 2014)</td></tr><tr><td>DEP 2 0,0.1x,1x,10x</td><td>-41, -38.4, -37.5, -31.3</td><td>(Malvern Instruments, Malvern, UK)</td><td></td><td></td></tr><tr><td>DEP 3 0, 0,0.1x,1x,10x</td><td>-44, -48, -41, -27.5</td><td>Particle size analyzer (Nano ZS90, Malvern, UK)</td><td></td><td>(Jia et al. 2019)</td></tr><tr><td>PM<sub>2.5</sub></td><td>-15</td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

CB-noir de carbone, DEP- diesel exhaustion particles, PM<sub>2.5</sub> – particules fines, CB1-CB4- particules de noirs de carbone provenant de sources différentes

## 7. Activité redox / génération des ERO

L'un des mécanismes potentiels et bien étudiés des effets néfastes des particules sur la santé humaine est la génération des espèces radicalaires (ou réactives) de l'oxygène (EROs, ang. reactive oxygen species, ROS). Le potentiel redox des particules dépend fortement de leur composition chimique.

Hamad et al. (2016) ont montré que la production de EROs dans la lignée cellulaire de macrophages alvéolaires de rat exposés aux PM<sub>2.5</sub> dépend de sa masse et de sa composition. La production des EROs est plus forte si la concentration en lévoglucosan, soufre, HAP, matériaux cristaux et métaux est plus élevée. Au contraire, aucune différence significative dans la production des EROs intracellulaires n'a été observée lorsque les cellules BEAS-2B (cellules pulmonaires humaines immortalisées) étaient exposées aux PM<sub>2.5</sub> et que leur fraction sans matière organique provenait de trois sources différentes : industrielle, urbaine et rurale. Cela suggère que la plupart des composants organiques et non organiques des particules peuvent constituer la source d'EROs et probablement que d'autres facteurs, tels que les caractéristiques physiques, peuvent déterminer leur production (Dergham et al. 2012). De plus, certaines études ne montrent aucune influence des particules sur le stress oxydatif. Par exemple, l'exposition à court terme de cellules BEAS-2B à trois échantillons de PM<sub>2.5</sub> différentes n'a généré aucune altération de statut de peroxydation lipidique ou de glutathion (Dieme et al. 2012), ce qui pourrait s'expliquer en partie par les défenses antioxydants non enzymatiques bien développées qui apparaissent dans les organismes exposés de façon permanente.
## 7.1. Potentiel oxydant

Le potentiel oxydant (PO) des particules a été récemment proposé comme un indicateur prédictif de la toxicité des particules atmosphériques. Cette mesure accellulaire pourrait évaluer la capacité des particules à provoquer un stress oxydant. Le test DTT sensitive aux métaux et les organiques est le plus souvent utilisé. La majorité des études se focalise sur les composants chimiques des particules atmosphériques, notamment les HAP et les métaux et leur relation avec le potentiel oxydant. Le test DTT a été également utilisé par Samake et al. (2017) afin d'évaluer l'impact de bioaérosols sur le potentiel oxydant. Selon le type de microorganisme, les espèces et la concentration ; les bioaérosols peuvent contribuer à la génération d'ERO et donc font une partie des composants qui impactent la réactivité et la toxicité des particules.

Un projet « POTOX » financé par ADEME a eu pour objectif d'évaluer plusieurs stratégies afin de déterminer le potentiel oxydant intrinsèque des particules : 1) détection de l'anion superoxyde et du radical hydroxyl par résonance paramagnétique électronique, 2) test d'oxydation de la sonde CM-H2DCFDA, 3) test de déplétion d'un agent réducteur : le DTT, 4) test de déplétion de 3 anti-oxydants du fluide respiratoire et 5) test de détection de cassures dans un ADN plasmidique. La réactivité de PM<sub>2.5</sub> a été confirmé par tous les tests avec l'intensité différente. Tous les tests proposés ont été corrélés avec la production intracellulaire d'ERO dans les cellules épithéliales bronchiques humaines et les cellules endothéliales d'artères pulmonaires humaines (Baeza et al. 2017). Les auteurs ont proposé le test de déplétion de 3 anti-oxydant comme un candidat pour l'analyse des filtres journaliers, en prenant en compte la possibilité d'analyser les filtres directement, sans passer par l'étape d'extraction. Dans le suivi de plusieurs sites, il a été démontré que le potentiel oxydant réagit très clairement sur les particules issues de la combustion, avec une sensibilité plus élevée pour les particules émisses par la combustion de la biomasse.

Le test DTT a été utilisé par Akhtar et al. (2014) afin de comparer la réactivité des particules de taille différente. Le potentiel oxydant était plus élevé pour les particules fines et quasi-ultrafines que pour les particules grossières, mais les auteurs prennent les résultats avec précautions. De même, l'activité de la DTT dans la fraction soluble dans l'eau a été mesurée pour des particules de taille distincte provenant d'un site de trafic urbain et d'un fond urbain pendant la saison froide et la saison chaude (Samara et al. 2017). Sur les deux sites, l'activité du DTT a été maximisé dans la fraction de particules de 0,49 à 0,97 µm, diminuant ensuite de façon presque linéaire avec l'augmentation de la taille des particules. La fraction des particules < 0,49 µm a présenté l'activité DTT la plus faible, ce qui implique, selon les auteurs, que les particules quasi-ultrafines, bien que représentant plus de 50% de la masse totale de PM, sont moins enrichies en substances activant le DTT par rapport aux particules plus grosses.

Le potentiel d'application du potentiel oxydant dans les études épidémiologiques et même dans la surveillance de la qualité d'air reste une question ouverte. Certaines études épidémiologiques ont déjà utilisé ce paramètre, par exemple, Abrams et al. (2017) ont présenté le PO mesuré par le test DTT (OP<sup>DTT</sup>) comme un indicateur de la toxicité des particules atmosphériques en montrant un lien entre PO et des cas de cardiordiopathie respiratoire aigus dans une étude de série temporelle de la population d'une grande région métropolitaine. De même, l'incidence de l'asthme, la prévalence des symptômes de l'asthme et la rhinite ont été positivement associées avec OP<sup>DTT</sup> des particules chez les enfants exposés aux PM<sub>2.5</sub> (Yang et al. 2015). Néanmoins, il y a certains doutes par rapport à la fiabilité du potentiel oxydant dans l'évaluation de la toxicité des particules, est surtout sur les méthodes analytiques utilisés à ce jour (Fang et al. 2019).

## 8. Électrophilicité

Il a été étudié que l'électrophilicité des particules pouvait être une propriété responsable d'une inactivation irréversible des molécules biologiques, y compris celles ayant des fonctions de régulation. Les électrophiles, une classe d'espèces chimiques réactives, peuvent provoquer des réponses biologiques en formant des liaisons covalentes avec des groupes fonctionnels clés dans les macromolécules biologiques (Eiguren-Fernandez et al. 2015).
9. Impact d'autres facteurs sur la toxicité des particules

Tous les paramètres mentionnés ci-dessus peuvent être modifiés en fonction de certains facteurs externes, par exemple la température, l'humidité relative, la vitesse et la direction du vent ainsi que la présence d'autres substances. Par exemple, les particules peuvent réagir avec le SO₂ atmosphérique, rendant les particules solubles (Xiaoyan et al. 2015). Les concentrations plus élevées de métaux trouvées en hiver sont corrélées à certains facteurs socioéconomiques, par exemple une combustion plus élevée du charbon en hiver (Xiaoyan et al. 2015).

10. Discussion et avis des experts

Le caractère complexe et variable des particules ne permet pas d'identifier de manière exhaustive tous les paramètres physico-chimiques caractérisant les particules et qui sont susceptibles de contribuer à leur toxicité. La taille est un paramètre très important et très étudié, communément utilisé dans les études expérimentales, épidémiologiques et dans la surveillance de la qualité d'air, qui permet donc de faire un lien entre ces différentes études.

Les experts ont attiré notre attention sur plusieurs autres caractéristiques, comme la composition, le nombre des particules (très important dans le contexte des particules ultrafines), la charge de surface, l'état d'agglomération/d'agrégation, la surface spécifique, etc. Mais tous les experts mettent en avant le critère « **taille** » qui semble incontournable dans les études sur les effets toxiques des particules, comme vous pouvez le constater avec les experts 4, 10, 8, 5, 6, 3 et 16.

Selon l'expert 4 (Professeur, toxicologue) : « Dans nos études expérimentales, nous travaillons avec les macrophages, qui sont parmi les premières cellules exposées aux particules atmosphériques. Les paramètres très importants par rapport à la toxicité des particules sont : la **taille**, la **distribution de la taille**, la **morphologie**, l'état d'agrégation et d'agglomération, la **solubilité dans le milieu biologique**, la **surface spécifique**, la **composition chimique**, la **charge de surface** et la **chimie de surface**. Avec l'état des connaissances d'aujourd'hui, tous ces paramètres sont importants, je n' imagine pas pouvoir en sortir deux ou trois. »

Selon l'expert 10 (Professeur, toxicologue) : « La taille des particules récupérées sur les filtres peut être ensuite confirmée par la mesure du diamètre hydrodynamique (par ZetaSizer par exemple). Dans nos études, typiquement, pour les PM₀,₁, une majorité des particules qui ne sont pas agrégées ont un diamètre inférieur à 0,18 µm et pour les PM₂,₅ la plupart des particules est de l'ordre de 1 µm. Pour les particules ultrafines, on voit l'agglomération au cours du temps, ce qui résulte en un déplacement d'un pic majoritaire vers 1 µm. Il est essentiel de déterminer si la **taille** des particules récupérées sur le filtre correspond à nos attentes. Dans nos études, on détermine aussi la **concentration**, la **source** (par les éléments traceurs), la **morphologie/la forme**, la **composition** (les HAP, les éléments traces, quelques composés organiques, les ions), la **chimie de la surface**, le **potentiel oxydant**, la **solubilité**, le **potentiel zêta**. Parmi ces paramètres, la **taille/le diamètre aérodynamique est très important par rapport à la toxicité**. Après, il y a la **composition chimique**, surtout les composants potentiellement toxiques, le carbone élémentaire. A chaque fois, quand on définit la toxicité, il faut qu'on mesure tous ces paramètres. »

Selon l'expert 8 (Professeur, physico-chimiste) : « Je mettrai en valeur le **nombre** et la **taille** des particules pour faire la première évaluation de l'exposition. Nous pouvons obtenir ces valeurs grâce aux granulomètres<fnref n="15" />, qui font le comptage par granulométrie à chaque diamètre, à partir de 5 - 10 nm (15 nm en réalité) jusqu'à 600 - 700 nm. Ce type de compteur est utilisé dans les laboratoires de recherche parce qu'ils ont fait leur preuve de fiabilité. Le paramètre important par rapport à la toxicité des particules est aussi la **charge**. Les particules sont

<footnote n="15">¹⁵ Condensation Particule Counters</footnote>
toutes chargées est la charge est plus importante pour des particules les plus grosses. Ce qui est bien sûr aussi très important c'est la **composition** mais elle est aussi difficile à déterminer pour les particules ultrafines qui ont moins de composants. »

Selon les experts 5 (MCU, physico-chimiste) et 6 (MCU, physico-chimiste) : « Il y a certains paramètres reconnus qui jouent un rôle sur la toxicité des particules. En général, les particules fines ont un impact, une toxicité supérieure qui est en lien avec un enrichissement en un certain nombre de composés. Ce phénomène est dû à certains facteurs. La **taille** va jouer sur la surface spécifique, qui va avoir un échange avec le milieu supérieur, c'est à dire la solubilité plus importante de ces composés qui sont présents à la surface. Mais il y a aussi des phénomènes liés à l'enrichissement de la particule elle-même, en fonction de l'origine des particules, du mécanisme de formation des particules et de la composition qui vont varier. Notamment, les particules fines sont formées à haute température et les plus grosses plutôt en abrasion et érosion. Donc forcément, la composition va varier aussi. Ce qui est important est donc d'où vient la particule, comment elle était formée, quel était son devenir dans l'atmosphère, comment elle a évolué, est-ce qu'elle était émise par une source proche ? La **taille** détermine la région de dépôt des particules dans le système respiratoire. Les particules plus fines ont plus d'effets parce qu'elles pénètrent plus loin dans l'appareil respiratoire. Le paramètre intéressant à étudier est aussi la **distribution granulométrique** d'une fraction. L'impact sanitaire de deux fractions de PM₁₀ peuvent être différentes, parce que la distribution granulométrique des particules inférieurs à 10 µm peuvent être différentes. Un des paramètres très importants pour certaines particules est la **solubilité**. Les composés de la particule qui sont solubles peuvent passer en travers dans la circulation et impacter les autres organes. C'est donc le paramètre très important si on veut s'intéresser aux effets qui sont pas locales mais systémique pour certains composés. »

Selon les experts 3 (Responsable du service risques urbains et sanitaires et du service commun des carrières souterraines en mairie, ERS) et 16 (Chargé de mission risques sanitaires et santé environnementale en mairie, ERS), les paramètres importants par rapport à la toxicité des particules sont : la **composition**, la **taille**, l'état d'agglomération, la **source** (naturelle ou anthropique), la **granulométrie**. Aujourd'hui, dans la surveillance de la qualité d'air, il n'y a pas de répartition granulométrique des PM₁₀ mesurées, ce qui peut modifier la toxicité des particules. Néanmoins, à ce jour, on ne dispose pas d'outils assez fiables qui peuvent nous permettre de surveiller tous ces paramètres en routine.

De plus, les experts sont tous d'accord pour dire qu'il est **impossible de faire une hiérarchisation des paramètres physico-chimiques** par ordre d'importance en lien avec la toxicité des particules.

En complément, certains des experts précisent que certaines caractéristiques physico-chimiques des particules peuvent être modifiées dès leur entrée dans les milieux biologiques. En effet, des modifications dans le comportement des particules peuvent apparaître et cela peut entraîner des modifications dans la toxicité des particules.

En effet, selon les experts 5 (MCU, physico-chimiste) et 6 (MCU, physico-chimiste) : « Ce qu'on mesure dans l'atmosphère n'est pas nécessairement ce qui se passe dans les poumons. Par exemple des particules peuvent être agréger dans l'atmosphère et se désagréger quand elles entrent dans les poumons ou au contraire, les particules individuelles peuvent avoir une tendance à s'agréger progressivement sur certaines cellules. »

De plus, des experts mettent en avant la difficulté de faire le lien entre caractéristiques physico-chimiques et effets toxiques des particules. La recherche de caractères plus globaux de la toxicité serait plus qu'un atout dans les études de toxicité liées aux particules.

Selon les experts 5 (MCU, physico-chimiste) et 6 (MCU, physico-chimiste) : « Ce sont les études expérimentales qui peuvent permettre d'établir le lien entre certains paramètres physico-chimiques et la toxicité des particules et comprendre les mécanismes. Le problème est de faire le lien entre les paramètres étudiés et les effets toxiques. Forcément, nous ne pouvons pas faire une corrélation simple entre plusieurs paramètres d'un côté et de l'autre. On est dans les **phénomènes qui sont multifactorielles.** Il est très difficile de ressortir un **paramètre, à moins que ça soit un paramètre crucial qui représente 90% de la variance du phénomène.** Ce
n'est pas un ou deux paramètres ou composés qui l'influencent mais c'est des centaines de paramètres, des composés qui vont jouer sur la toxicité. En plus, c'est un effet de multi-exposition, un effet « cocktail », qui vont multiplier les effets. En conséquence, c'est très compliqué à étudier. Il y a très peu de gens qui travaillent sur le sujet. La plupart des études est faite sur la base de l'introduction de 1, 2 ou 3 composés avec un niveau plus ou moins varié afin d'identifier un mécanisme de réponse cellulaire. Il est impossible de classer les particules selon leur toxicité. Les particules caractérisées par des tailles différentes, des compositions différentes, etc. peuvent provoquer des effets sanitaires différents. Les particules ont toutes un impact, pas la même intensité, pas sur les mêmes organes mais elles vont toutes agir. Il n'y a pas de réponse simple sur la classification des paramètres qui jouent sur les effets des particules. On commence à mieux connaitre les particules, mais notre connaissance d'aujourd'hui ne permet pas de classer les paramètres. »

De plus, selon l'expert 10 (Professeur, toxicologue) : « Ce n'est pas toujours facile de faire un lien entre la caractérisation et la toxicité des particules. Récemment, plusieurs auteurs mesurent le potentiel oxydant des particules dans la façon non-cellulaire et vérifient le niveau de stress oxydant provoqué par ces particules afin d'établir un lien. Le potentiel oxydant peut-être attaché à la composition de la particule, par exemple la présence de certains métaux. Nous ne savons pas encore comment les mécanismes de la toxicité varient en fonction de la composition de la particule. »

Ces avis d'experts peuvent expliquer en partie le faible nombre d'articles disponibles dans la littérature qui
tentent de faire un lien de causalité entre caractéristiques physico-chimiques des particules et effets toxiques.

Dans tous les cas, l'étude des effets sanitaires des particules et le lien entre caractères physico-chimiques et toxicité des particules nécessite une transdisciplinarité. Les recherches doivent être menées de manière pluridisciplinaires et une attention particulière doit être faite pour optimiser la communication entre les chercheurs et les scientifiques s'intéressant aux particules. C'est notamment ce qui ressort de l'interview avec l'expert 4.

Selon l'expert 4 (Professeur, toxicologue) : « Néanmoins, les laboratoires ne peuvent souvent pas compléter cette liste due aux manques d'expertise ou d'équipement, d'où vient la nécessité de la communication entre les toxicologues et les physico-chimistes. Parfois, c'est les techniques en soi qui limitent la caractérisation. Par exemple, le problème du potentiel zêta c'est qu'on est obligé de remettre les particules dans une solution, qui peut ensuite modifier la taille et l'état d'agglomération et agrégation. Enfin, ça peut être plus important de déterminer la source des particules, par exemple en le définissant comme les particules urbaines, industrielles, particules des envols de sables etc. »

Finalement, si nous reprenons les résultats du questionnaire quantitatif présent au niveau du tableau 2, nous avons tenté de hiérarchiser les paramètres physico-chimiques que nous pouvons déterminer pour caractériser les particules en suspension. Selon les experts et nos recherches, tous les paramètres sont importants, et ne peuvent pas et ne doivent pas être évalué séparément. Cependant, il n'est pas possibles d'être exhaustif dans la caractérisation des particules. En effet, les freins à une caractérisation exhaustive sont : le manque de temps, le manque d'accessibilité aux techniques, le manque de sensibilité des techniques, le manque de connaissance sur la composition chimiques (en effet, on a besoin de savoir ce que l'on cherche), le manque de moyens financiers, le manque d'accès aux techniques, etc.

La taille ou même plus le diamètre aérodynamique, reste cependant un critère très important et utilisé en
routine par tous les experts en recherche mais aussi dans les réseaux de surveillance de la qualité de l'air. C'est
un paramètre commun à tous et donc l'un des seuls permettant de comparer les études même si ce dernier n'est
pas suffisant en lui-même.

Certains des experts vont plus loin, en se demandant si la détermination les mécanismes d'actions toxiques est une priorité par rapport aux actions qui devraient être mises en place pour protéger la santé des populations.

En effet, selon les experts 5 (MCU, physico-chimiste) et 6 (MCU, physico-chimiste) : « La surveillance de la qualité d'air est réglementée. Son objectif est d'alerter la population sur les risques et également d'identifier
les sources de pollution afin de prendre des actions correctives qui permettent de réduire les émissions qu'on a identifiées. **Par rapport à la toxicité des particules, le constat est déjà fait.** On sait déjà que les maladies liées à la pollution existent, on le voit tous les jours, dans les pays fort urbanisés et riches et dans les pays pauvres. Peut-être que nos mesures ne sont pas les plus extraordinaires en terme de paramètres choisis, mais à quoi bon continuer à augmenter les nombres de paramètres si le constat est déjà là ? Effectivement, on sait déjà que la pollution de l'air a des effets sanitaires, on le sait par les études toxicologiques, on le sait par les études épidémiologiques qui ne vont pas regarder paramètre par paramètre, donc ils vont regarder des grands effets globaux, par pathologie ou par entrée à l'hôpital, les problèmes respiratoires, etc. Donc en fait, on identifie déjà la problématique mais par contre effectivement on ne connaît pas chacun des mécanismes. **Mais est-ce qu'on a besoin de comprendre chacun des mécanismes, avant de décider qu'on connaît suffisamment d'informations pour agir ? »**

C'est dans ce contexte qu'il est important d'optimiser les outils permettant de faire de l'évaluation des risques, qu'il soit sanitaire et/ou professionnel, mais aussi d'optimiser les outils d'aides à la décision.

## Ce qu'il faut retenir :

* Les paramètres liés à la taille des particules sont le diamètre aérodynamique, le diamètre hydrodynamique et la surface spécifique.

* Les particules les plus dangereuses pour la santé humaine sont les particules pouvant pénétrer dans les alvéoles pulmonaires dont la plupart sont caractérisées par un diamètre aérodynamique inférieur à 4 µm (appelées aussi particules alvéolaires).

* Selon les études expérimentales, la taille n'est peut-être pas le principal facteur influençant la toxicité des particules.

* La surface spécifique est plus élevée pour les particules ultrafines ; elles peuvent donc être porteuses d'un nombre plus élevé de contaminants.

* La composition des particules détermine leurs propriétés physico-chimiques ainsi que leur toxicité. Elle est déterminée par la source d'émission.

* Parmi les composants les plus étudiés sont cités : les métaux (avec une attention sur leur solubilité et leur biodisponibilité), les composés organiques (les HAP, les endotoxines).

* La taille pourrait déterminer la composition des particules.

* La plupart des études montre une relation dose-dépendante entre les particules en suspension et les effets toxiques.

* La teneur en oxygène peut influer la toxicité du polluant. La teneur en oxygène pourrait faciliter l'agrégation des particules.

* Quelques études ont montré l'impact du potentiel zêta sur la toxicité des particules. Une charge plus faible (potentiel zêta se rapprochant de zéro) facilite l'agrégation des particules, ce qui provoque une toxicité plus forte des particules.

* La plupart des composants organiques et non organiques des particules peuvent constituer la source d'EROs et probablement que d'autres facteurs, tels que les caractéristiques physiques, peuvent déterminer leur production.

* Il n'est pas possible de hiérarchiser les paramètres physico-chimiques des particules selon leur impact sur la santé humaine. Les paramètres plus globaux, comme le potentiel oxydant, sont en cours de développement.
# Chapitre VI Évaluation d'impact sanitaire de la pollution de l'air

Dans ce rapport, nous nous focalisons sur les deux méthodologies utilisées afin d'estimer un risque sanitaire lié à l'exposition aux polluants par l'inhalation. Premièrement, la méthodologie d'évaluation de risques sanitaires (ERS) classique peut être appliquée dans le cas pour lesquels des valeurs toxicologiques de référence (VTR) existent. C'est un outil d'aide à la décision, mis en place par le Ministère de la transition écologique et solidaire indispensable notamment pour les gérants des installations classées (ICPE), les gestionnaires de site en cessation d'activités et tous les sites industriels pouvant présenter un risque sanitaire. Puis, nous nous focaliserons sur l'évaluation quantitative d'impact sanitaire (EQIS), une méthodologie adaptée aux particules atmosphériques qui a été élaborée par l'OMS et adoptée par Santé Publique France et qui est aujourd'hui utilisé notamment dans le contexte de la surveillance de la qualité de l'air et la protection de la population.

## 1. Évaluation des risques sanitaires (ERS) – une méthodologie classique

L'évaluation des risques sanitaires a été développée pour la première fois par l'Académie des Sciences américaine en 1983. Elle s'intéresse à la santé de la population générale et donc des adultes en bonne santé mais aussi des populations sensibles comme les enfants, les personnes âgées ou les personnes souffrants de pathologies chroniques. Des modifications successives ont été apportées en 1992, 1997 et 1999. Cette démarche formalisée s'articule autour de quatre étapes : l'identification des dangers, l'évaluation de la dose-réponse, l'évaluation de l'exposition et la caractérisation des risques (Boutaric, 2010). En 1993, l'Union européenne adopte la démarche de l'évaluation des risques à propos des substances chimiques nouvelles et existantes. Bien que l'évaluation des risques incombe aux États membres, la directive 93/67/CEE établit les principes d'évaluation des risques pour l'homme et pour l'environnement (Boutaric, 2010). L'Europe la définie (UE 2006) comme « une démarche méthodique de synthèse des connaissances scientifiques disponibles en vue d'évaluer les effets sur la santé résultant d'une exposition d'une population ou d'individus à une substance, un agent ou une situation dangereuse ». En France, il faudra attendre l'année 2000 pour voir naître le premier guide méthodologique français qui précise tout de même que la démarche d'évaluation des risques est encore peu développée dans l'Hexagone (InVS, 2000). D'autres organismes vont produire des guides méthodologiques, comme l'INERIS avec l'évaluation des risques sanitaires liés aux substances chimiques dans l'étude d'impact des installations classées pour la protection de l'environnement (Boudet, 2002). Plus récemment, l'INERIS a publié en 2013 un autre guide méthodologique intitulé « Évaluation de l'état des milieux et des risques sanitaires – Démarche intégrée pour la gestion des émissions de substances chimiques par les installations classées » (Grammont & Boudet, 2013). Ce document reprend les fondements méthodologiques de l'évaluation quantitative des risques sanitaires identifié par le National Research Council américain en 1983 :

1. Identification des dangers,

2. Évaluation des relations dose-réponse,

3. Évaluation de l'exposition,

4. Caractérisation du risque.

L'étape d'identification des dangers permet de mettre en évidence, notamment par une étude bibliographique, les propriétés toxicologiques intrinsèques des substances d'intérêt émises et/ou mesurées dans la zone d'étude. Il s'agit de s'intéresser à la toxicocinétique et la toxicodynamique de la ou des substances, en prenant en compte leur devenir dans l'organisme, leurs effets aigus et chroniques, leurs effets locaux et systémiques, ainsi que leurs potentiels effets cancérogènes. Cette identification des dangers repose sur les
résultats des études menées sur les animaux de laboratoire et d'études épidémiologiques mettant en évidence un lien de causalité entre exposition à une substance et des effets observés chez l'Homme (Grammont & Boudet, 2013).

L'étape d'évaluation des relations dose-réponse repose sur la recherche de valeurs toxicologiques de référence (VTR). Une VTR est un repère toxicologique qui permet de quantifier un risque pour la santé humaine. Elle exprime la relation dose-réponse, c'est-à-dire la relation quantitative entre un niveau d'exposition (« dose ») à un agent dangereux et l'incidence observée (« réponse ») d'un effet indésirable donné. Cette appellation VTR regroupe toutes les relations quantitatives entre une dose et l'apparition d'un effet lié à une exposition aiguë ou à une exposition chronique continue ou répétée dans le temps (effets à seuil) ; ou entre une dose et une probabilité d'effet (effets sans seuil) (Grammont & Boudet, 2013).

L'étape de caractérisation des expositions consiste à déterminer les voies d'exposition à la ou aux substances, à estimer les concentrations d'exposition, de caractériser les scénarios d'exposition et enfin d'estimer l'intensité de l'exposition de manière quantitative si les connaissances actuelles le permettent (Grammont & Boudet, 2013).

Enfin, la dernière étape de caractérisation des risques a pour but de calculer un indicateur de risque permettant d'exprimer quantitativement les risques potentiels encourus par les populations du fait de la contamination des milieux d'exposition. Pour cela, des quotients de dangers sont calculés pour les effets à seuil et des excès de risques individuels pour les effets sans seuil (Grammont & Boudet, 2013).

Finalement, pour rendre signifiant les résultats, les incertitudes liées à la méthode de calcul ainsi aux données choisies pour les calculs sont discutées.

Les évaluations de risque sanitaires (ERS classiques) sont et doivent être réalisées dans le cadre des dossiers d'Étude d'Impact pour chaque installation au moment de son autorisation d'exploiter ou lors de modifications notables de son fonctionnement. De la même manière, ces étapes sont reprises dans le cadre de la politique nationale de gestion des sites et sols pollués. Après 10 années de mise en œuvre, la méthodologie de gestion des sites et sols pollués a été actualisée en 2017 afin de prendre en considération les retours d'expérience et les évolutions tant réglementaires que pratiques tout en réaffirmant les principes directeurs essentiels de la méthodologie. La note en date du 19 avril 2017 aux Préfets rappelle les motifs qui ont abouti à la mise à jour du texte décrivant la méthodologie.

## 1.1. Évaluation des Risques Sanitaires (ERS) dans le contexte des particules atmosphériques

A ce jour, l'ERS ne peut pas être appliquée pour les particules en suspension, étant donné leur composition complexe et, en conséquence, le manque de VTR. En effets, les VTR sont spécifiques pour une substance donnée et il peut exister plusieurs VTR pour une substance selon :

1. la voie d'exposition : inhalation ou ingestion (il n'existe pas à ce jour de VTR pour la voie cutanée) ;

2. la durée d'exposition (aiguë, subchronqiue, chronique) ;

3. le type d'effet critique ;

4. l'existence ou non d'un seuil pour l'effet considéré.

Selon les donnes disponibles, des connaissances ou des mécanismes d'action biologique, les deux types des VTR peuvent être établis :

* les VTR « à seuil de dose » – pour toutes les substances qui, au-delà d'une dose précise, provoquent des dommages de façon dose-dépendante,

* les VTR « sans seuil à dose » – pour ces substances qui provoquent un dommage quelle que soit la dose et la probabilité de son apparition peut augmenter avec la dose. Elles sont présentées sous la forme d'un excès de risque unitaire (ERU).
Au vue de la définition, il est difficilement envisageable de déterminer une VTR pour les particules atmosphériques classifiées par rapport à leur taille, au vu de leur nature complexe, notamment en terme de composition chimique. En effet, les particules regroupent plusieurs substances chimiques dont chacune d'elles peut être caractérisée par une ou des VTR.

Ainsi, cette méthode classique d'évaluation des risques sanitaires ne peut être utilisé dans le cadre d'études de caractérisation des risques sanitaires des particules en suspension suite à une exposition par inhalation. Actuellement, cette méthode ne peut être réalisée que par une approche « substance par substance ». Ainsi, après avoir caractérisé la composition chimique des particules, une ERS pourra être formalisée uniquement pour les composés entrant dans la composition des particules et pour lesquels une VTR existe. Cette approche « substance par substance », qui a pour conséquence de surestimer les risques (Künzli et al. 2000) ou de les sous-estimer. Nous avons pu discuter de cette approche lors des interviews avec les experts.

## 1.2. Évaluation des risques professionnels et Valeur limites d'exposition professionnelle (VLEP)

A la différence de l'ERS qui a pour objectif d'évaluer les risques sanitaires dans le but de protéger principalement la santé de la population générale, les évaluations des risques professionnels ont pour objectifs de protéger la santé des travailleurs. Dans ce cadre professionnel, les VTR, déterminées pour la population générale, ne peuvent donc pas être utilisées. Il est donc demandé d'utiliser des Valeurs Limites d'Exposition Professionnelles ou VLEP. En effet, il est indispensable de protéger la santé des travailleurs en établissant des niveaux de concentration de polluants dans l'atmosphère des lieux de travail à ne pas dépasser sur une période de référence : c'est le rôle des VLEP (que nous développerons dans la suite de ce chapitre), ainsi que des valeurs limites biologiques (VLB). Les VLB sont définies comme la limite de concentration dans le milieu biologique de l'agent chimique concerné, de ses métabolites ou d'un indicateur d'effet. Le Code du travail (article R. 4412-4) considère la surveillance biologique de l'exposition comme un des moyens de contrôler l'exposition des travailleurs au risque chimique.

La définition réglementaire des VLEP inscrites dans le code du travail reprend la définition établie au niveau européen. Il s'agit de la limite de la moyenne, pondérée en fonction du temps, de la concentration d'un agent chimique dangereux dans l'air de la zone de respiration d'un travailleur au cours d'une période de référence déterminée. Au niveau réglementaire, à ce jour, la période de référence est soit de 8 heures (VLEP 8 heures), soit de 15 minutes (VLEP court terme). En deçà de ces concentrations, le risque d'altération de la santé des travailleurs est considéré comme négligeable à partir des connaissances scientifiques les plus récentes qui ont permis de déterminer les VLEP. Ces valeurs peuvent être contraignantes si elles sont fixées par décret ou, indicatives, si elles sont fixées par arrêté. Le respect des **valeurs contraignantes** est une obligation minimale pour l'employeur. Leur non-respect expose à des sanctions. Elles sont fixées par décret en Conseil d'État et intégrées au Code du travail (article R. 4412-149) : poussières de bois, benzène, chlorure de vinyle, plomb, silice (sous forme de poussières alvéolaires de quartz, tridymite ou cristobalite)... Les **valeurs indicatives réglementaires** établissent un objectif minimal de prévention à atteindre. Elles sont fixées par l'arrêté du 30 juin 2004 modifié pris en application de l'article R. 4412-150 du Code du travail.

Elles représentent un important outil de réduction du risque chimique sur les lieux de travail. Cela correspond bien à la définition donnée par l'ANSES pour qui les VLEP sont des « concentrations dans l'air d'une substance chimique que peuvent respirer les travailleurs pendant un temps déterminé, sans entraîner d'effets néfastes pour leur santé ».