Health impact of atmospheric particles: Toxicological aspects

ARTICLE

Auteur(s) : Francelyne Marano¹, Michel Aubier², Patrick Brochard³, Frédéric de Blay⁴, Roger Marthan⁵, Benoît Nemery⁶, Abderrahim Nemmar⁶, Benoît Wallaërt⁷

1. Université Paris 7, Denis Diderot Tour 53, 3^e étage, couloir 53/54, case 7073 2, place Jussieu 75251 Paris Cedex 05
<marano@paris7.jussieu.fr>
2. Inserm U408 Faculté X. Bichat, Université Paris 7 Denis Diderot 75870 Paris Cedex 18
3. Université Bordeaux 2 Service Médecine du travail et pathologie professionnelle Hôpital Pellegrin Place Amélie Raba-Léon 33076 Bordeaux cedex
4. CHU Strasbourg Service d’allergologie Hôpital Lyautey 67100 Strasbourg-Heudaf
5. Inserm E9937 Université Bordeaux 2 146, rue Léo Saignat 33076 Bordeaux Cedex
6. Université de Louvain KU Leuven Laboratoire de Pneumologie Herestraat 49, B-3000 Leuven
7. Inserm U416, Institut Pasteur de Lille 1, rue Calmette 59800 Lille

Les particules atmosphériques (PM, particulate matter) sont constituées d’un mélange complexe qui varie en fonction du lieu et de la période de l’année. Elles peuvent provenir de sources fixes d’origine industrielle, du trafic automobile, de sources intérieures aux bâtiments, du milieu naturel… Les particules Diesel (PDi) ont été tout particulièrement étudiées dans la mesure où elles sont de très petite taille (d < 1 µm) et où elles peuvent représenter, en France, jusqu’à 87 % des émissions particulaires liées au trafic. Cependant, elles ne constituent qu’une fraction des particules prélevées et mesurées en milieu urbain, PM₁₀ et PM_2,5 (particulate matter de diamètre aérodynamique moyen 10 et 2,5 µm). Les études les plus récentes s’intéressent aux particules fines (d < 1 µm) et ultrafines (d < 0,1 µm) qui sont supposées être celles présentant les risques les plus importants pour la santé. En effet, ces particules constituent une faible masse des PM (1 à 8 %) mais elles sont très nombreuses et, dans un volume donné, elles vont représenter une surface réactive plus importante que celle des grosses particules. Par ailleurs, ces particules sont de taille respirable et peuvent atteindre la région broncho-alvéolaire et s’y déposer. Elles sont également succeptibles de transporter des produits toxiques tels que des métaux, des composés organiques (HAP, hydrocarbures aromatiques polycycliques), ou des allergènes.

La toxicologie a joué un rôle important au cours des dernières années dans la compréhension des effets biologiques des particules atmosphériques. Elle implique des études en condition contrôlée in vivo ou in vitro qui permettent d’établir une relation dose/effet très difficile à mettre en évidence dans les études épidémiologiques. Elle vise également à déterminer des seuils au-dessous desquels les effets biologiques ne s’observent pas. Elle donne des informations sur le rôle de composants spécifiques dans les réponses biologiques. Elle permet d’étudier les associations de polluants. Enfin, elle est nécessaire pour comprendre les mécanismes d’action qui sont potentiellement responsables des réponses physio-pathologiques chez les individus exposés. Elle a ses limites, dans la mesure où il n’est pas possible de reconstituer en laboratoire la complexité de l’environnement humain. Cependant, elle reste un des maillons essentiels dans l’ensemble des éléments qui doit conduire à l’évaluation des risques.

Les études expérimentales ont cherché ces dernières années à trouver des explications causales aux données épidémiologiques qui associent la pollution particulaire à la mortalité et la morbidité respiratoires et cardiovasculaires. Un des problèmes soulevés est que les PM peuvent avoir des effets systémiques sur des organes, tels que le cœur, qui ne sont pas des cibles directes. Il est donc important de comprendre les mécanismes mis en jeu et si les particules sont capables ou non de franchir les muqueuses respiratoires.

Plusieurs questions ont été abordées dans ces études :

– Comment se fait le dépôt des particules dans l’appareil respiratoire et quelle est leur biopersistance ?

– L’exposition particulaire est-elle capable seule de déclencher les pathologies observées dans les études épidémiologiques ?

– Quels sont les mécanismes d’action au niveau de l’organe, du tissu, de la cellule ?

– Quelles sont les fractions et les composés susceptibles de déclencher les effets et, en particulier, que faut-il penser des associations avec d’autres polluants et avec les allergènes et les endotoxines ?

– Comment peut-on expliquer les effets systémiques, en particulier cardiovasculaires ?

– Peut-on mettre en évidence expérimentalement l’existence de facteurs de risques tels que l’âge, l’allergie, les bronchopathies, les pathologies cardiovasculaires ?

Pour y répondre, différentes approches expérimentales ont été utilisées : exposition contrôlée de volontaires, expérimentation animale chez le rongeur ou autre (primate, chien, chat), études in vitro sur cultures de cellules animales ou humaines. Malgré la grande diversité des particules et des modèles utilisés, il apparaît qu’elles sont capables de déclencher au niveau de l’appareil respiratoire une réponse majeure qui est la réponse inflammatoire. Celle-ci pourrait expliquer la plupart des pathologies constatées après l’exposition particulaire.

Dépôt des particules dans l’appareil respiratoire et biopersistance

Les travaux initiaux concernant le risque pneumoconiogène en milieu professionnel avaient permis d’opposer les particules insolubles, à l’origine de fibrose ou de cancers (silice, amiante), aux particules insolubles considérées comme « inertes » (dioxyde de titane, carbone, latex…), responsables de pneumoconioses de surcharge. Les secteurs où ont été décrites ces pneumoconioses sont surtout représentés par les industries extractives et apparentées, où les particules les plus caractéristiques étaient associées à des granulométries de l’ordre du micron et plus. Ces notions sont à l’origine d’une stratégie de métrologie de l’atmosphère en milieu professionnel reposant essentiellement sur la mesure pondérale (fractions inhalables et/ou alvéolaires). Les méthodes développées ont été progressivement appliquées à l’environnement et à la surveillance de la phase particulaire de la pollution atmosphérique (particules totales en suspension ; PM₁₀ ; PM_2,5).

La taille des particules détermine leur site de déposition dans l’appareil respiratoire. La déposition a été mesurée expérimentalement, après l’inhalation d’aérosols émettant des rayonnements gamma, par le suivi du dépôt pulmonaire au scanner à l’aide d’une caméra. On peut ainsi déterminer deux régions de dépôt : la région trachéobronchiale où le mécanisme de clairance est mucociliaire et l’élimination des particules rapide (en 24 heures environ) et la région alvéolaire où la clairance macrophagique est plus lente. Il est admis que les grosses particules (d > 5 µm) s’arrêtent dans la région nasopharyngée, les particules de 1 à 5 µm dans la région trachéobronchiale, alors que les particules fines, inférieures à 1 µm, peuvent atteindre les régions bronchiolaire et alvéolaire et y persister [1]. Cela est conforté par une étude récente [2] qui montre, à partir de l’analyse au microscope électronique de biopsies provenant de poumons humains à Mexico (forte pollution particulaire) et Vancouver (faible pollution particulaire), que les premiers contiennent environ 10 fois plus de particules que les seconds et qu’il s’agit à 96 % de PM_2,5. Cette étude prouve pour la première fois que l’exposition à des particules fines, dont certaines étaient clairement des produits de combustion, conduit à une rétention pulmonaire qui dépend de la concentration ambiante. Elle conforte également l’idée que les PM_2,5 (figure 1) sont les plus dangereuses pour la santé car les plus persistantes. Par ailleurs, la déposition particulaire dans les poumons est sensiblement plus marquée chez des malades atteints de pathologies obstructives telles que l’asthme et la bronchopathie pulmonaire obstructive (BPCO) [3] ; elle est hétérogène selon les zones du poumon et la variabilité interindividuelle est très forte.

Exposition humaine et animale contrôlée aux polluants particulaires : effets à court terme et études de cancérogenèse chez l’animal

Effets à court terme

Les expositions contrôlées chez l’homme

Des études d’exposition contrôlée ont été réalisées chez l’homme en utilisant deux approches, l’instillation nasale et l’inhalation par le biais d’une chambre d’exposition. Elles ont été essentiellement effectuées avec des particules Diesel. Elles montrent clairement l’induction d’une réponse inflammatoire. L’exposition de volontaires sains à des PDi par instillation nasale, induit une augmentation du nombre de cellules inflammatoires, des cytokines, des chimiokines (signaux responsables du chimiotactisme) et des immunoglobulines E (IgE) spécifiques de la réponse allergique [4]. Le résultat d’un processus inflammatoire est également observé dans des lavages bronchoalvéolaires (LBA) réalisés sur des volontaires sains après exposition à des échappements Diesel dilués [5]. L’infiltrat inflammatoire contient des neutrophiles (PNN), cellules jouant un grand rôle dans les bronchites chroniques mais également dans l’asthme et les rhinites allergiques.

Pour des raisons éthiques évidentes, on ne dispose que de peu d’études sur les effets des particules au niveau des voies aériennes inférieures chez l’homme.

Dans les travaux réalisés en exposant des sujets sains à des échappements Diesel dilués, les volontaires étaient placés pendant de brèves périodes (en général 2 heures) dans une chambre d’exposition mise au point par l’équipe de Sandström [6]. Chez ces sujets, les modifications de la fonction respiratoire ainsi que différents paramètres inflammatoires des voies aériennes, ont été étudiés avant et après l’exposition. Ces derniers ont été évalués par des techniques invasives (fibroscopie bronchique avec biopsie et lavage bronchoalvéolaire) ou par des techniques non invasives d’expectorations induites. Ces deux techniques explorent des compartiments différents du poumon, le compartiment alvéolaire pour le LBA et le compartiment bronchique pour l’expectoration induite.

Dans un travail récent mené chez 15 sujets sains non tabagiques exposés à des PDi, on observe dans le LBA une augmentation des PNN, des lymphocytes B, de l’histamine, avec, sur les biopsies bronchiques, une augmentation des PNN, des mastocytes, des lymphocytes T (CD4 + et CD8 +) [7].

Ces différents résultats vont donc tous dans le sens d’une réponse inflammatoire induite par les PDi. Cependant, cette réponse est complexe et des études chez l’animal et in vitro ont été réalisées afin de préciser les mécanismes d’action.

Les études chez l’animal

Il faut noter au préalable que les études d’inhalation utilisant des particules radioactives ont montré une grande différence d’accumulation entre les petits rongeurs et l’homme. Par ailleurs, certaines études ont été réalisées par instillation intra-trachéale. Enfin, les doses d’exposition utilisées en expérimentation animale sont souvent nettement supérieures à celles des atmosphères ambiantes. Il faut donc être prudent dans les extrapolations de l’animal à l’homme. Cependant, les expositions à court terme donnent des résultats comparables, c’est-à-dire une réponse inflammatoire [8].

L’intérêt principal de ces études est la comparaison de différents types de particules, par exemple des PDi et du noir de carbone, où il apparaît que l’adsorption de composés organiques sur les PDi augmente la réponse inflammatoire [9]. Un autre intérêt est l’utilisation de modèles pathologiques : asthme, emphysème, pathologies cardiovasculaires, vieillissement. Par exemple, la comparaison entre un groupe de rats avec un emphysème induit expérimentalement et un groupe de rats normaux exposés 24 mois à des PDi (3 500 µg/m³) ne montrait pas de différence notable entre les deux groupes [10]. En revanche, une étude récente comparant la réponse à une exposition à court terme (PM :100 µg/m³, 5 h/j, 3 jours) de jeunes rats et de rats adultes trouvait une augmentation générale plus importante des marqueurs de l’inflammation dans le LBA chez les jeunes rats. Les études montrent également de fortes différences de réponses interspécifiques, de sorte que le choix de l’espèce est un critère prépondérant afin que l’extrapolation humaine soit la plus pertinente possible. Cependant, il est certain que les modèles animaux sont des outils précieux pour l’investigation expérimentale de facteurs de susceptibilité. Le développement des souris transgéniques devrait fournir des outils supplémentaires pour les recherches dans ce domaine.

Études de cancérogenèse

En ce qui concerne l’exposition de longue durée, l’incidence plus élevée des cancers en zones urbaines ou industrielles a fait suspecter un rôle de la pollution atmosphérique. Bien qu’il semble être sans commune mesure avec celui du tabac ou de l’exposition professionnelle, il faut noter qu’une étude épidémiologique récente réalisée par Pope et al. en 2002 montre une relation entre l’incidence des cancers du poumon et l’exposition à long terme à la pollution particulaire environnementale.

Les nombreuses études expérimentales de cancérogenèse réalisées chez le rat et les études de mutagenèse ont fait classer les PDi dans le groupe 2A par l’International Agency for Research on Cancer (IARC), c’est-à-dire probablement cancérigène pour l’homme. Toutefois, ces expériences de cancérogenèse par inhalation ont été réalisées à des concentrations souvent très élevées et seules les plus fortes, en général supérieures à 1 000 µg/m³, induisent un excès de cancers. Ces études ont récemment été revues dans une méta-analyse qui conclut que les expositions à des doses inférieures à 600 µg/m³, c’est-à-dire plus de 15 fois les valeurs limites admises actuellement, n’augmentent pas le risque cancer chez le rat [11].

Mécanismes d’action

Afin de mieux comprendre la réponse inflammatoire observée chez les sujets exposés, des expériences plus mécanistiques ont été réalisées, essentiellement sur cultures cellulaires d’origine animale ou humaine. Elles ont conduit à s’interroger sur le rôle respectif des différents composants des PM dans les mécanismes cellulaires et moléculaires induits par les particules au niveau de leurs principales cellules cibles, c’est-à-dire la muqueuse des voies aériennes, l’épithélium alvéolaire et les macrophages.

Propriétés des PM responsables des effets biologiques

Les données disponibles portent essentiellement sur les PDi, le noir de carbone et les ROFA (residual oil fly ash). Les publications sur les PM elles-mêmes sont encore peu nombreuses. Les premières études réalisées in vivo chez la souris lors d’administrations intratrachéales de PDi ou de ROFA ont suggéré une implication du stress oxydant. En effet, une diminution des activités enzymatiques anti-oxydantes (superoxyde dismutase, glutathion peroxydase et glutathion-S-transférase) a été observée dans les poumons et le taux de mortalité est diminué si les animaux sont prétraités par de la superoxyde dismutase [12].

Rôle du corps de la particule

Plusieurs études, utilisant différents modèles de particules comme le polystyrène, le noir de carbone, la silice amorphe ou l’oxyde de titane, indiquent que la particule en elle-même peut exercer des effets toxiques indépendamment de sa composition [13].

Rôle des composés organiques

Les composés organiques adsorbés à la surface des PDi peuvent être à l’origine de la production d’espèces réactives de l’oxygène (EAO). En effet, parmi ceux-ci se trouvent des quinones qui sont suspectées d’être responsables de la production de radicaux libres (radicaux superoxyde et hydroxyl) [14]. Les HAP constituent une autre catégorie de composés organiques représentés sur les PDi et qui sont connus pour leurs propriétés cancérigènes. Leur participation aux effets cellulaires induits par les PM et en particulier les PDi implique leur désorption suivie de leur bioactivation par les enzymes de métabolisation telles que les monooxygénases à cytochromes P450. Par ailleurs, la métabolisation des HAP produit des métabolites réactifs comme des HAP o-quinones qui peuvent générer des EAO par des cycles rédox ou être prises en charge par les enzymes de conjugaison. Ainsi, il a été montré que la fraction organique des PDi et plus particulièrement la fraction polaire, induit une enzyme anti-oxydante, la hème oxygénase via l’ARE (antioxydant response element) présent dans le promoteur du gène de cette enzyme [15]. Il faut cependant noter qu’étant donné le nombre de composés organiques présents sur la majorité des particules atmosphériques et, en particulier, sur celles qui proviennent des combustibles fossiles tels que le gasoil, une analyse plus approfondie de leurs effets reste encore à faire. Elle devrait permettre de mieux orienter les stratégies de dépollution.

Rôle des métaux

Les PDi sont, à l’origine, pauvres en métaux. Cependant, au cours de leur « maturation » dans l’environnement, elles peuvent adsorber de nombreux métaux qu’on retrouve ensuite dans les PM_2,5 (Fe, Cu, Ni). Certaines particules émises par des sources industrielles sont également riches en métaux de transition, tel le vanadium trouvé dans les ROFA. Comme il est bien établi que les métaux, et plus particulièrement les métaux de transition exercent leur toxicité par leur capacité à générer des EAO, ils peuvent être une source supplémentaire d’EAO participant ainsi aux effets cellulaires induits par les PM.

Rôle des paramètres physiques (taille, réactivité de surface)

Plusieurs études récentes utilisant des particules de noir de carbone ont montré, qu’à masse égale, plus les particules sont fines (14 à 21 nm), et donc plus leur surface est importante, plus elles induisent des inflammations aiguës et persistantes chez le rat [16]. Ces effets seraient liés à leurs propriétés oxydantes. Celles-ci ont été mises en évidence par leur capacité à induire des coupures dans un ADN plasmidique, inhibées en présence d’anti-oxydants [17], et à dépléter les réserves antioxydantes, notamment en glutathion (GSH), du fluide recouvrant les cellules épithéliales respiratoires [18]. Les mécanismes d’action à l’origine de ces réponses restent cependant à mieux comprendre.

Mécanismes cellulaires et moléculaires impliqués dans les dommages induits par les particules atmosphériques

La production d’EAO est, en général, considérée comme un facteur clé des réponses adaptatives ou des événements toxiques induits par les PM. Elle serait à l’origine de l’activation de voies de signalisation intracellulaire et de facteurs de transcription nucléaires qui régulent l’expression de gènes impliqués dans une variété de processus biologiques comme la croissance, l’apoptose, l’inflammation et les réponses au stress. Les niveaux relatifs de pro-oxydants produits et d’anti-oxydants présents dans les tissus détermineraient le type de réponse : adaptative pour une production faible d’EAO, induisant la mort cellulaire par apoptose ou nécrose pour une production plus forte. Les particules peuvent agir sur les cellules et tissus cibles par leur interaction avec des récepteurs membranaires et/ou après phagocytose par ces cellules. En effet, s’il est bien connu que les macrophages alvéolaires, dont c’est le rôle, phagocytent les particules, ce mécanisme a également été démontré dans les cellules épithéliales des voies aériennes et alvéolaires [19, 20].

Facteurs de transcription

De nombreux gènes impliqués dans la réponse cellulaire aux particules sont régulés par NF-κB, un facteur de transcription qui contrôle la transcription de gènes de la réponse immunitaire et inflammatoire tels que les gènes des cytokines et des chimiokines. Les PDi sont capables d’activer NF-κB dans des cellules épithéliales bronchiques humaines in vitro [21, 22] et les composés organiques contribuent fortement à cette réponse. L’activation de NF-κB induite par les PDi et leurs extraits est inhibée en présence d’antioxydants mettant en évidence une étape sensible aux EAO dans l’activation de ce facteur de transcription [23]. Cette implication des EAO dans l’activation de NF-κB a été également rapportée pour les PM_2,5 [24] et les ROFA [25]. D’autres facteurs de transcription tels qu’AP1 doivent également intervenir dans la réponse à l’agression particulaire.

Une autre voie métabolique peut être activée par les HAP extraits des PDi [26] via l’ARE, élément de réponse impliqué dans le contrôle des enzymes de phase II (UDP-GT : UDP-glucuronyl transferase ; NQO1 : NADPH quinone oxydoreductase ; GST : glutathion-S-transferase), d’enzymes antioxydantes (Hème oxygénase, γ-glutamyl synthétase) et de certaines cytokines (IL-6) et chimiokines (MIP-1α).

Voies de transduction

La régulation des facteurs de transcription passe par l’activation de voies de transduction situées en amont. Parmi la multitude des voies de signalisation, les voies des MAP kinases sont celles qui sont impliquées généralement dans la réponse aux polluants particulaires. Ainsi les PDi, comme les PM₁₀ et les ROFA, induisent une augmentation de la phosphorylation de la p38 et de Erk 1/2 dans les cellules épithéliales bronchiques [19, 27-29].

Elles pourraient être activées pendant ou après la phagocytose, ou bien dès le niveau membranaire, soit par interaction directe de la particule avec des récepteurs membranaires, soit par l’intermédaire de composés solubles. En effet, pour certaines particules comme l’amiante et des particules riches en métaux qui se solubilisent facilement, il a été montré une activation de certains récepteurs membranaires et plus particulièrement une activation du récepteur à l’epidermal growth factor (EGF) [30, 31]. En ce qui concerne les composés organiques des particules, leur implication dans les effets observés nécessite qu’ils deviennent biodisponibles. Or, une induction du gène du cytochrome P450 1A1, spécifique des HAP, a été récemment montrée in vivo au niveau de poumons de rat après exposition à des PDi [32] et in vitro dans des cellules épithéliales bronchiques humaines [23]. Cela suggère que ces composés, en particulier les HAP, peuvent être extraits des PDi phagocytées par les cellules et pourraient être ensuite métabolisés.

Ces derniers résultats montrent l’importance de la partie organique des particules atmosphériques dans les mécanismes de toxicité. Ils sont confortés par la mise en évidence du rôle essentiel des extraits organiques dans l’activation de la sécrétion des cytokines et chimiokines proinflammatoires. Les métaux, capables de générer un stress oxydant jouent également un rôle important.

Réponse immunologique et réponse allergique aux particules

Une question centrale a été de déterminer si les particules atmosphériques pouvaient à elles seules rendre compte de l’apparition d’allergies respiratoires dans la mesure où on observe une augmentation alarmante de ces pathologies, et en particulier de l’asthme, dans les pays industrialisés.

Les expérimentations animales (animal sensibilisé à un allergène et injection simultanée de l’allergène et des PDi) mettent en évidence que les PDi exercent une activité adjuvante sur la production d’IgE, et cela quelle que soit la voie d’administration utilisée. En effet, la présence combinée de PDi associée à un allergène entraîne, d’une part, localement une augmentation des cytokines de type Th2, caractéristiques de la réponse allergique, rendant compte de l’infiltrat à prédominance éosinophile observé au niveau de la muqueuse respiratoire, et, d’autre part, une réponse systémique IgE-spécifique.

Chez l’homme, l’instillation nasale de PDi chez des volontaires sains provoque l’augmentation de la production de cytokines pro Th2, caractéristiques de la réponse allergique, mais également pro Th1, associées à l’hypersensibilité retardée. L’étude des lavages nasaux a également montré que les concentrations en IgE totales, en IgG4 et des cellules sécrétant les IgE étaient significativement augmentées de manière dose-dépendante après exposition aux PDi.

Chez les sujets allergiques, la production se fait essentiellement au profit des cytokines pro Th2. Ainsi, chez des sujets présentant une hypersensibilité à l’ambroisie (Amb a I), exposés à l’antigène en présence de PDi, on observe une modification du profil des cytokines produites par les cellules issues des lavages nasaux : i) augmentation des ARNm des cytokines de type Th2 (IL4, IL5, IL6, IL10, IL13) ; ii) baisse des ARNm des cytokines de type Th1 (IL2, IFNγ). La synthèse d’IL4 était observée 4 heures après l’exposition, pour atteindre un maximum à 18 heures, contemporain de la détection d’une majorité de lymphocytes T de type Th2 dans le liquide de lavage nasal [4]. L’afflux des différentes cellules composant l’infiltrat inflammatoire (polynucléaires neutrophiles, éosinophiles, monocytes et lymphocytes) accompagnait l’augmentation des concentrations locales de différentes chimiokines comme RANTES, MCP-3 et MIP-1α. Une approche « thérapeutique » a été étudiée en traitant des sujets exposés aux PDi + Amb a I par un anti-inflammatoire pendant 1 semaine. La synthèse d’IgE et les ARNm des cytokines n’étaient pas inhibés au niveau de la muqueuse nasale, à l’inverse d’une exposition à l’allergène seul [33]. Cela tend à prouver que ce ne sont vraisemblablement pas les mêmes voies qui sont impliquées dans la réponse inflammatoire.

Ces faits suggèrent donc que les PDi peuvent amplifier une réaction allergique chez le sujet allergique mais ne démontrent pas que les PDi peuvent induire un état allergique chez le sujet sain.

La production de cytokines a été démontrée in vitro sur plusieurs types cellulaires (cellules épithéliales, monocytes, macrophages, mastocytes, lymphocytes T). Chez le macrophage alvéolaire, les PDi induisent la production d’IL-1 et de TNFα mais également d’IL-10, molécule immunomodulatrice. Les résultats sont toutefois discordants en fonction du type cellulaire utilisé ou de la lignée cellulaire. La production de chimiokines comme l’IL-8 et le RANTES est également amplifiée (monocytes), mais cet effet n’est pas retrouvé pour le MCP-1 dont la production est diminuée [34]. Toutefois, l’effet biologique marquant observé après contact entre particules et monocytes est l’induction d’un chimiotactisme pour les neutrophiles et les éosinophiles. De plus, les particules agissent de façon synergique avec l’allergène sur les cellules de patients allergiques, suggérant que les particules pourraient amplifier la réaction inflammatoire initiée par un allergène.

Il existe également un effet moins étudié concernant la réponse immune et la sensibilité à l’infection bactérienne. Chez la souris, les PDi amplifient l’agression secondaire aux endotoxines par augmentation des molécules d’adhérence ICAM-1, de certaines cytokines et des récepteurs Toll-like4, démontrant pour la première fois que les PDi amplifient l’inflammation à neutrophiles liée aux endotoxines bactériennes.

Des travaux récents sont également consacrés aux particules atmosphériques. Il a été ainsi montré que les PM₁₀ et les PM_2,5 augmentent la sécrétion des cytokines comme l’IL-1, l’IL-8, le TNF ou le GM-CSF [35-37].

À partir des études chez l’homme et chez l’animal, on peut donc proposer une hypothèse explicative de la recrudescence des pathologies respiratoires et plus particulièrement des crises d’asthme observées lors des épisodes de pollution particulaire. Les particules fines comme les PDi sont facilement inhalables et aptes à atteindre le poumon profond. De plus, elles sont souvent associées à des allergènes qui s’adsorbent à leur surface. Elles pourraient alors provoquer, chez les asthmatiques en particulier, l’apparition de crises à des niveaux d’exposition plus faibles qu’aux allergènes auxquels ils sont sensibilisés. Par ailleurs, les particules fines, en induisant une réponse inflammatoire après inhalation, seraient susceptibles de déclencher ou d’accentuer les troubles respiratoires dans des populations sensibles telles que les enfants ou les insuffisants respiratoires.

Association particules-allergènes et rôle des endotoxines

Rôle des endotoxines dans l’allergie respiratoire

Le rôle des endotoxines dans l’aggravation des symptômes chez des patients asthmatiques allergiques aux acariens a été démontré pour la première fois par Michel et al. [38] et a été confirmé par une seule étude épidémiologique [39]. En revanche, les données expérimentales chez l’homme n’ont pas, à ce jour, validé ces résultats. Récemment, une publication de Braun-Fahrländer et al. [40] a clairement mis en évidence une relation inverse entre l’exposition aux endotoxines dans la poussière et l’apparition du terrain atopique. Cette étude confirme les premiers résultats obtenus par Gereda et al. [41].

Les données épidémiologiques actuellement disponibles sont assez contradictoires. En ce qui concerne l’allergie aux rats de laboratoire, qui est une pathologie professionnelle parmi les plus fréquentes (30 à 40 % du personnel exposé), après une étude transversale effectuée récemment à Strasbourg, les concentrations aériennes d’allergène majeur de rat (Rat n 1) et d’endotoxines n’étaient pas corrélées aux symptômes décrits par les personnes exposées aux rats de laboratoire. De plus, près d’un patient symptomatique sur deux n’était pas sensibilisé aux allergènes de rat. Cependant, un sous-groupe de sujets décrivant des gênes respiratoires et/ou de la rhinite semblait être exposé à des concentrations aériennes d’endotoxines plus importantes, ce qui laissait supposer que les endotoxines seraient responsables des symptômes décrits [42]. Des études récentes non publiées tendent à confirmer ces résultats.

Rôle du diamètre aérodynamique des particules portant l’allergène dans la réponse bronchique allergique

Peu d’équipes se sont intéressées à l’impact de la taille des particules sur la réponse bronchique. Pourtant les caractéristiques aérodynamiques des particules portant les allergènes pourraient expliquer certaines différences observées entre les réponses bronchiques aux différents allergènes, entre les réponses provoquées lors de tests de provocations bronchiques (TPB) et en conditions réalistes. D’après des études récentes, il apparaît que la dose provocatrice de symptômes lors de TPB est 20 fois moins importante lorsque les allergènes de chat sont portés par des particules de 10,3 µm plutôt que par des particules de 1,4 µm. Ainsi, la réponse bronchique immédiate à l’allergène de chat serait localisée dans les voies aériennes proximales et devrait être étudiée lors de TPB utilisant des particules de diamètre aérodynamique de 10 µm.

Particules Diesel et allergènes de l’environnement intérieur

La présence de particules de suie (proches des particules Diesel) associées aux allergènes majeurs de chat (Fel d 1), de chien (Can f 1) et de bouleau (Bet v 1) a été démontrée dans la poussière de maisons par une équipe norvégienne [43]. Ainsi, la maison pourrait être un lieu où l’effet des allergènes domestiques pourrait être potentialisé par des particules Diesel.

Effets cardiovasculaires des particules atmosphériques

Les pics de pollution atmosphérique ont non seulement des effets respiratoires, mais aussi cardiovasculaires et pendant les épisodes de pollution atmosphérique urbaine plus de personnes semblent mourir de maladies cardiovasculaires que respiratoires [44]. Plus précisément, des études épidémiologiques récentes montrent que différents paramètres cardiovasculaires sont affectés lors des épisodes de pollution particulaire [45, 46]. Les effets à court terme de l’exposition aux PM₁₀ sur les pathologies cardiovasculaires ont été récemment décrits par Peters et al. [47] qui ont montré qu’une exposition d’une durée de 2 heures augmente le risque d’infarctus du myocarde.

Bien que la plupart des études aient principalement exploré le lien avec les PM₁₀ ou PM_2,5, des données récentes, essentiellement expérimentales, suggèrent que la fraction ultrafine de ces particules (UFP, diamètre inférieur à 0,1 µm), pourrait être particulièrement incriminée [48].

Plusieurs groupes de recherche ont commencé à étudier les mécanismes par lesquels les particules inhalées exercent des effets extrapulmonaires. Des hypothèses sont en cours de vérification, principalement chez l’homme et chez les animaux de laboratoire. La plupart des études se concentrent sur les conséquences possibles de l’inflammation pulmonaire sur le cœur et d’autres systèmes, telle la coagulation du sang [49, 50]. Ainsi, des changements des indicateurs sanguins tels que la protéine réactive de type C, le fibrinogène, le facteur VII, et les globules rouges ont été décrits après l’inhalation des PM₁₀. Une augmentation de la fréquence cardiaque et une vasoconstriction artérielle ont été associées aux épisodes de pollution particulaire. En réponse à l’exposition aux particules, on a observé des anomalies de fréquence cardiaque ou de rythme sans hypoxie ou détresse respiratoire, ainsi qu’une augmentation des neutrophiles et des plaquettes dans le sang périphérique [5].

De plus, Suwa et al. [51] ont montré que l’exposition de lapins à des niveaux élevés de PM₁₀ est associée à la progression des lésions athérosclérotiques.

Par ailleurs, nous avons récemment démontré que les UFP passent rapidement, dans un délai de 1 heure, des poumons dans la circulation systémique chez les hamsters [52] et chez l’homme [53]. Cette nouvelle ligne de recherche n’exclut pas l’hypothèse selon laquelle les effets systémiques des particules inhalées seraient également liés à l’inflammation pulmonaire, mais apporte un éclairage complémentaire.

Toutefois, malgré les progrès qui ont été faits récemment pour essayer de comprendre les effets de la pollution particulaire sur les compartiments extrapulmonaires, il n’en demeure pas moins que les mécanismes toxicologiques par lesquels ces particules exercent leurs effets néfastes restent, à ce jour, peu connus.

Spécificité des particules ultrafines

Les études expérimentales ont insisté sur le rôle clé de la taille des particules, et en particulier des fractions ultrafines (< 0,1 µm) et donc de leur surface spécifique. Il a été ainsi démontré que des particules non fibreuses réputées « inertes » comme le dioxyde de titane, le noir de carbone ou les particules de polystyrène (absence d’inflammation ou d’effets irréversibles en inhalation lorsque la granulométrie est de l’ordre du micron), étaient susceptibles d’entraîner une réponse inflammatoire, fibrogène et cancérigene lorsque le diamètre granulométrique était abaissé à quelques dizaines de nanomètres. Parmi les explications évoquées, on insiste actuellement sur :

• Le blocage de la clairance alvéolaire : le phénomène de surcharge de macrophage alvéolaire (overload effect) qui en résulte, est alors associé dans la cellule et les tissus à des cascades d’événements moléculaires aboutissant à une réaction inflammatoire auto-entretenue. Ce phénomène entraîne également une rétention anormale de toutes les espèces de particules (solubles ou non, fibreuses ou non) habituellement épurées par les macrophages, et qui vont pouvoir exprimer un effet toxique propre [54].

• L’augmentation de la concentration de calcium intracellulaire aussi bien des macrophages que des cellules épithéliales (via une modification directe des canaux calciques au contact de la surface des particules) : elle est associée à une augmentation de l’expression de gènes pro-inflammatoires comme le TNFα ou d’IL-8 [55].

• L’augmentation du passage interstitiel des particules ultrafines : ce phénomène est observé lorsque les particules sont dispersées mais disparaît lorsqu’elles sont inhalées sous forme d’agrégats [56].

• L’augmentation des tumeurs observées dans les tests in vivo (inhalation ou instillation intra-trachéale de particules ultrafines) est mise sur le compte des conséquences de la réponse inflammatoire et ne témoigne pas d’un effet cancérigène propre de ces particules [57].

• Le rôle des effets localisés : les phénomènes précédemment décrits surviennent pour des niveaux d’exposition très supérieurs à ceux habituellement observés en milieu urbain (dose externe), correspondant à des concentrations importantes de particules déposées de façon homogène dans un poumon initialement sain (dose interne). Les études expérimentales faites sur des rongeurs prétraités par des endotoxines ou des rongeurs âgés (augmentation de la susceptibilité au stress oxydant) démontrent une réduction des doses externes nécessaires de particules ultrafines pour induire la même réponse inflammatoire globale liée à des dépôts localisés susceptibles d’atteindre des concentrations ponctuelles beaucoup plus importantes (dose interne) [56].

Chez l’homme, le rôle exact de la fraction ultrafine des particules insolubles de l’aérosol atmosphérique est encore incertain. En effet, les observations épidémiologiques restent très difficiles à interpréter pour deux raisons principales :

– d’abord le nombre limité de cohortes susceptibles d’avoir des informations pertinentes sur le rôle spécifique de la pollution particulaire fine (évaluée actuellement au mieux par la mesure des PM_2,5 au lieu des PM₁₀) et l’absence quasi complète de données pour les particules ultrafines, à l’exception de quelques études de morbidité en milieu professionnel (noir de carbone) ;

– ensuite, du fait de l’intrication quasi constante entre les particules insolubles, les particules solubles et les particules chargées d’espèces moléculaires toxiques adsorbées, qui caractérise la majorité des aérosols résultant de la pollution atmosphérique en milieu urbain et industriel.

Conclusion

Les études expérimentales sur les mécanismes d’action des particules atmosphériques éclairent la relation entre pollution particulaire et troubles respiratoires établie par les épidémiologistes. La composante inflammatoire paraît déterminante dans le développement des pathologies et les cellules épithéliales participent directement à la réponse en libérant des médiateurs capables d’activer les cellules du système immunitaire. La fraction organique des particules ainsi que les métaux jouent un rôle important dans les mécanismes de toxicité. Il faut donc, d’une part, les mesurer dans les PM et, d’autre part, tendre à les réduire le plus possible dans les émissions qu’il est important de diminuer globalement. Il reste cependant encore beaucoup d’incertitudes, en particulier pour expliquer les effets à distance. Les données systémiques récentes sur les particules ultrafines montrent qu’elles sont préoccupantes mais encore très mal connues. Il est donc urgent de promouvoir les recherches permettant de mieux caractériser les fractions fines et ultrafines des aérosols et de poursuivre les études sur le comportement de ces particules dans les modèles in vivo et in vitro. Il est probable que ces particules franchissent les muqueuses respiratoires et sont directement ou indirectement responsables des effets systémiques observés, en particulier au niveau cardiovasculaire. Divers aspects sont plus particulièrement à prendre en compte :

– Par quels mécanismes ces particules fines et ultrafines peuvent-elles franchir les barrières épithéliales ?

– Quels sont les mécanismes impliqués dans l’aggravation des pathologies respiratoires et cardiovasculaires ?

– Peuvent-elles avoir des effets sur des organes autres que le poumon et le système cardiovasculaire ?

Ces recherches sont indispensables pour justifier une adaptation des techniques de métrologie des aérosols et des valeurs limites d’exposition en population générale ou en milieu professionnel.

Il reste donc encore beaucoup de questions en suspens. Cependant, une prise de conscience des effets de la pollution atmosphérique se développe dans le monde médical, dans le public et au niveau des gouvernements. Les avancées conjointes des études épidémiologiques et toxicologiques donnent des éléments objectifs qui permettent d’établir une politique de santé publique. Rappelons que dans l’article 3 de la loi sur l’air, il est dit que « l’État assure, avec le concours des collectivités locales, la surveillance de la qualité de l’air et de ses effets sur la santé et l’environnement ». n

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