REPONSESBIOLOGIQUESAUXPARTICULES:METHODESD’EVALUATIONIN VITRO DE LA TOXICITE PULMONAIRE

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Caractéristiques physico-chimiques des particules

Taille des particules et déposition dans l’appareil respiratoire

La caractérisation des particules est très complexe car elle dépend de leur forme, leur degré d’agglomération, leur taille, leur composition chimique, leurs caractéristiques de surface ou encore leur structure. Cependant, pour différencier les différents types de particules, la classification repose principalement sur leur diamètre aérodynamique, regroupée en trois catégories :
– PM10 : particules dont le diamètre aérodynamique est inférieur ou égal à 10 µm. Les PM10 sont composées majoritairement, à 70%, de PM2.5 (CITEPA, 2022).
– PM2.5 : particules « fines » dont le diamètre aérodynamique est inférieur ou égal à 2,5 µm
– PM0.1 : particules « ultrafines » dont le diamètre aérodynamique est inférieur ou égal à 100 nm
Dans la littérature, on peut retrouver une catégorie intermédiaire aux PM2.5 et PM0.1, les PM1.0 qui sont définies comme des particules « très fines » dont le diamètre aérodynamique est inférieur ou égal à 1 μm. L’ensemble des particules quelles que soient leurs tailles sont définies comme les particules totales en suspension. Dans le cadre du code du travail, les particules sont classées différemment en fonction des fractions inhalables, thoraciques et alvéolaires (partie 2.4). Par ailleurs, le terme « nanoparticule » (NP) n’est pas approprié pour les particules atmosphériques et désigne des particules d’origine manufacturée, dont le diamètre aérodynamique est inférieur ou égal à 100 nm.
En fonction de leur taille, plus les particules sont petites et plus elles peuvent pénétrer et se déposer profondément dans l’appareil respiratoire (Valavanidis et al., 2013). Connaître la localisation des particules inhalées dans l’appareil respiratoire est nécessaire pour comprendre les mécanismes de toxicité associés à leur exposition. Le dépôt des particules est fortement conditionné par leur taille mais aussi pas leur forme, leur hygroscopicité, leur charge, le flux d’air et la géométrie de l’appareil respiratoire (Stuart, 1984). Cinq mécanismes de déposition des particules sont possibles (Figure 1).

Les différences sources de particules

Sources naturelles

Les particules peuvent avoir des origines naturelles comme des poussières minérales résultant de l’érosion de roches ou des sols, d’embruns marins ou des poussières volcaniques.
Les océans qui recouvrent plus de 70% de la surface de la Terre produisent des aérosols d’embruns marins qui sont l’une des plus grandes sources naturelles de particules (Seinfeld & Pandis, 2006). Les feux de forêts (Alves et al., 2011; M. Li et al., 2021) et les éruptions volcaniques (Horwell et al., 2003) sont également des sources naturelles de PM2.5 et qui sont responsables d’affections respiratoires (Aguilera et al., 2021; Oudin et al., 2013). L’érosion naturelle et les vents conduisent à une exposition aux PM10 très importante dans les régions arides telles que le Moyen-Orient ou l’Asie-du Sud-Est, causant de nombreux symptômes respiratoires (Williams et al., 2017). La région du golfe persique est également soumise à des tempêtes de sable et de poussières qui accroissent les émissions de PM2.5, contribuant à 37,4% des émissions totales de PM2.5 au Koweït (Alahmad et al., 2021). De plus, plusieurs milliards de tonnes de poussières sahariennes sont émises chaque année et peuvent être transportées sur de longues distances pouvant atteindre les Amériques du Nord et du Sud, l’Europe et le Moyen-Orient (Varga, 2020). Enfin, des micro-organismes peuvent participer également à cette pollution particulaire par la fixation de pollens, de spores de champignons, de bactéries ou encore des fragments de plantes ou d’insectes à des poussières de sols (Miguel et al., 1999).

Sources anthropiques

En 2019 en France, avant la pandémie de COVID-19, les émissions annuelles de PM10, PM2.5 et PM1 représentaient respectivement 207,5 kt, 126,2 kt et 98,1 kt (CITEPA, 2021). Les contributions des différentes sources, variables en fonction des tailles de particules sont décrites dans la Figure 4.
Adapté de (CITEPA, 2021).
Pour les PM10, le secteur contribuant majoritairement aux émissions de ce polluant est le résidentiel/tertiaire (32%), du fait de la combustion du bois et, dans une moindre mesure, du charbon et du fioul. L’industrie manufacturière compte pour 27% des émissions et l’agriculture/sylviculture pour 25%, notamment du fait des élevages et des labours des cultures. Enfin, le transport routier représente 15% des émissions, dû principalement à l’échappement des combustibles brûlés et à l’abrasion des routes, des freins et des pneus.
Pour les PM2.5, le secteur contributeur majoritaire est également le résidentiel/tertiaire (53%), dont la principale source est la combustion de la biomasse, majoritairement domestique, ainsi que, dans une moindre mesure, le fioul. Les transports routiers, et l’industrie manufacturière comptent chacun pour 18% des émissions, dont les principales sources sont le travail du bois puis les chantiers/BTP et l’exploitation des carrières. Pour les secteurs moins représentés comme la transformation d’énergie, l’agriculture/sylviculture et le traitement des déchets, les émissions proviennent majoritairement de la combustion de biomasse, de charbon ou de carburants pour les engins mobiles non routiers, et des élevages. Le secteur le moins émetteur de PM2,5 est celui du traitement des déchets, qui a connu de fortes réductions d’émissions entre 1990 et 2005 grâce à une mise en conformité des installations d’incinération des déchets.
Pour les PM1.0, tous les secteurs d’activité contribuent aux émissions en France métropolitaine mais la grande majorité est issue du secteur résidentiel/tertiaire qui compte pour 68% des émissions, principalement due à la combustion du bois mais aussi du charbon et du fioul. Les émissions du secteur de l’industrie manufacturière, deuxième secteur émetteur (14%), sont principalement causées par la métallurgie. Le secteur des transports représente 13% des émissions de PM1.0.
Par ailleurs, les activités pyrotechniques peuvent être une source ponctuelle mais importante de particules dans l’atmosphère dans le cas de feux d’artifices ou dans l’air intérieur lors d’expositions professionnelles par l’utilisation d’armes de tirs, de fumigènes ou par d’autres engins pyrotechniques. Cette problématique sera détaillée dans la partie 1.4.

Réglementation des particules de l’air ambiant

En France, la réglementation de la qualité de l’air a été concrétisée en 1996 avec la Loi sur l’Air et l’Utilisation Rationnelle de l’Énergie (LAURE). Cette loi transpose en droit français la directive européenne 96/62/CE, qui a comme objectif de définir une stratégie commune pour l’évaluation et la gestion de la qualité de l’air ambiant dans les États membres. Cette directive a été à l’origine de quatre directives filles, fixant des valeurs réglementaires (en moyenne annuelle, voire en période de pic) pour plusieurs polluants, s’appuyant sur les résultats des travaux de l’OMS. Ainsi, la directive 1999/30/CE a permis la fixation de concentrations limites journalières et annuelles d’exposition aux PM10 pour la population générale. En 2008, la législation européenne relative à la qualité de l’air a été clarifiée et simplifiée avec l’adoption de la directive 2008/50/CE qui fusionne dans un seul acte la directive cadre de 1996 et trois de ses directives filles (99/30/CE, 2000/69/CE et 2002/3/CE) pour l’établissement d’une qualité de l’air ambiant et d’un air pur pour l’Europe. C’est donc à partir de 2008 qu’une réglementation européenne apparaît pour les PM2.5 qui est transposée en 2010 en droit français (ANSES, 2017).
Grâce à l’établissement de ces différentes directives, le niveau des émissions des particules totales en suspension est globalement en baisse depuis 1990 (Figure 5).
Tous les secteurs ont contribué à la diminution continue observée, excepté l’agriculture/sylviculture dont la courbe est plutôt stagnante. Les émissions du secteur résidentiel/tertiaire ont été réduites de moitié sur la période notamment grâce au renouvellement et à l’amélioration des équipements individuels brûlant du bois. Dans le cas des transports, les émissions proviennent, d’une part, de la combustion des carburants et, d’autre part, de l’usure des routes mais aussi des pneus et des freins. Les émissions des polluants gazeux à l’échappement ont nettement diminué au cours de ces trois dernières décennies suite à la mise en œuvre des différentes normes relatives aux véhicules routiers, normes Euro, à partir de 1990. Dans le secteur de la transformation d’énergie et du traitement des déchets, les émissions ont connu une très forte baisse, moins 96% depuis 1990 et sont désormais mineures. La baisse observée dans la transformation d’énergie s’explique en grande partie par l’arrêt de l’exploitation des mines à ciel ouvert en 2002 et des mines souterraines en 2004. On observe des creux d’émissions en 2009, 2011, 2014 et en 2020. Ces phénomènes temporaires ont des causes variées : crise économique en 2009, douceur du climat en 2011 et 2014 et crise sanitaire en 2020. En effet, entre 2019 et 2020, une diminution nationale des émissions des particules totales en suspension de 7% est observée, avec une contribution de tous les secteurs sauf l’agriculture/sylviculture.
Les progrès des technologies dans les différents secteurs ont permis une réduction très importante des émissions de particules mais les niveaux de PM10, PM2.5 et PM0.1 restent une préoccupation majeure en terme de santé publique. Des niveaux de qualité de l’air sont recommandés par l’OMS pour un certain nombre de polluants, dont les particules, sur la base d’études scientifiques. Les valeurs guides ainsi établies ne sont pas des valeurs réglementaires mais permettent aux états d’élaborer leur réglementation en fixant des normes à ne pas dépasser. Le Tableau 2 résume les valeurs limites recommandées par l’OMS (OMS, 2021) et celles fixées par la réglementation en Europe (AIRPARIF, 2021) et aux USA (EPA, 2022).

Armes à feu de petits calibres

Les armes à feu sont classées dans les activités pyrotechniques et sont largement utilisées par les armées françaises et du monde entier. Les armes à feu de petit calibre ou légères désignent des armes utilisant des munitions de calibre inférieur à 20 mm.
Les quantités de particules de tirs émises dans l’air sont nettement supérieures à celles émises lors de feux d’artifices et vont dépendre du nombre de tirs successifs. En effet, en fonction du type de munition et à proximité du tireur, un tir peut générer jusqu’à 17 mg/m3 de particules alors que trois, six ou dix tirs génèrent respectivement 43 mg/m3, 93 mg/m3 et 112 mg/m3 de particules (Mariussen et al., 2021). D’autres études rapportent des concentrations élevées en particules, entre 15 et 80 mg de particules/cartouche (Bergström et al., 2015; Wingfors et al., 2014). Ces valeurs sont près de 1500 à 4500 fois supérieures aux valeurs limites sur 24h recommandées par l’OMS pour les PM10 et PM2.5 atmosphériques respectivement. Cependant, des concentrations beaucoup plus faibles retrouvées dans l’air ambiant au niveau d’un stand de tirs sur une période de 15h30 étaient de 0,284 mg/m3 (Mekki, 2017) mais dépassent largement les limites recommandées par l’OMS.
Concernant la taille des particules, il est retrouvé diverses tailles notamment des PM10 dont le diamètre aérodynamique est compris entre 3 µm et 7 µm (Mekki, 2017), < 4µm (Bergström et al., 2015) et majoritairement des PM2.5 (Aurell et al., 2019; Mariussen et al., 2021). Toutefois, il semblerait que plus de 90% des particules totales en suspension aient un diamètre inférieur à 30 nm (Wingfors et al., 2014).
Les particules de tirs d’armes légères sont composées de métaux variés, de suies et de composés organiques (Wingfors et al., 2014). Selon le type de munition utilisé, les principaux métaux détectés dans leur composition sont le Cu (37%), le Pb (13%), le Bi (6%), le Zn (4%) et le Sb (3%) (Figure 7).
Les fortes concentrations en Cu et en Pb sont également retrouvées après des tirs avec d’autres types d’armes (Bergström et al., 2015; Brochu et al., 2011). En raison de la forte toxicité humaine et environnementale du Pb, des munitions sans Pb sont de plus en plus utilisées depuis une vingtaine d’années. Cependant, il est rapporté que les particules de ce nouveau type de munition contiennent de fortes concentrations en Cu, Zn et Fe, supérieures à celles des munitions avec Pb et pouvant dépasser les limites d’exposition, pour le Cu par exemple (Bergström et al., 2015; Grabinski et al., 2017; Voie et al., 2014; Wingfors et al., 2014).
Divers composés organiques composent les particules de tirs d’armes légères comme des composés aromatiques azotés (carbazole, quinolone, phénazine), des phtalates et également des composés de la famille des HAP (Moxnes et al., 2013; Wingfors et al., 2014). En effet, de nombreux HAP sont abondamment détectés comme le Nap, le Pyr, le BaP l’AcPy, le Phe, le Fl, le Bg,h,iP ou encore le BaFL (Aurell et al., 2019; Wingfors et al., 2014).

Les fumigènes

Les fumigènes font partie des activités pyrotechniques et sont largement utilisés dans le domaine militaire dont les premières références d’utilisations datent de 2000 ans avant J-C (North Atlantic Treaty Organization, 2016). Le brûlage de la paille mouillée était une technique classique pour générer un brouillard et dissimuler les positions ennemies afin de créer la confusion sur le champ de bataille (Nicholson, 1943). L’usage systématique des fumigènes commence pendant la Première Guerre Mondiale avec la fabrication par les anglais des premières grenades à fumigènes à base de phosphore blanc (North Atlantic Treaty Organization, 2016). Les fumigènes sont alors utilisés pendant les combats par les forces terrestres et navales pour masquer les attaques ainsi que la répartition des troupes et des navires. (Figure 8). A partir des années 1970, l’efficacité des fumigènes pendant le combat devient évidente et conduit au développement scientifique de nouvelles formulations pour améliorer les mécanismes de diffusion de la fumée.
De nos jours, les fumigènes sont généralement utilisés dans un cadre professionnel et principalement dans le domaine militaire pour le camouflage ou la signalisation. Les particules émises par la combustion du fumigène caractérisent la fonction de celui-ci. En effet, les particules produites par les fumigènes à fonction de camouflage sont capables de bloquer ou de perturber les transmissions du spectre électromagnétique tel que les rayonnements visibles, infrarouges ou micro-ondes (North Atlantic Treaty Organization, 2016). Les fumigènes de signalisation ont une longue histoire d’utilisation militaire et sont disponibles dans une variété de couleurs différentes permettant la communication, la signalisation et le marquage (Conkling & Morcella, 2018). Les fumigènes peuvent être utilisés également par les forces de l’ordre pour la protection et la sécurité des personnes comme anti-intrusion ou encore dans le domaine de l’agriculture comme procédé d’application des pesticides. En France, les fumigènes sont des produits en vente libre dans le commerce et dont l’usage est libre sauf dans certaines circonstances (Fête Nationale, manifestations comportant des risques élevés de troubles à l’ordre public, stades). Ainsi, les populations civiles peuvent être amenées à les utiliser lors de manifestations sociales, culturelles, politiques, sportives, pour leur sécurité (feux de détresse) ou lors d’événements festifs.
Bien que les fumigènes soient utilisés massivement dans le domaine militaire et notamment lors des entraînements des soldats, très peu d’études se sont intéressées aux émissions de particules dans l’air et à leur composition physico-chimique. Dans ces études, seule la taille des particules a été étudiée (Hemmilä, Hihkiö, Kasanen, et al., 2007a; Hemmilä et al., 2013; Karlsson et al., 1991; van Hulst et al., 2017). Il existe une très grande diversité de fumigènes dont les principales familles seront décrites dans la partie 2.3.1. Selon le type de fumigène, les particules émises sont de tailles variées < 5 µm (Karlsson et al., 1991) < 2 µm (Hemmilä et al., 2013; van Hulst et al., 2017), ou < 1µm (Hemmilä, Hihkiö, & Linnainmaa, 2007). Concernant leur composition chimique après combustion, seule l’étude de Hemmilä et al., 2013 rapporte que les particules de fumigènes sont principalement constituées de carbone et d’oxygène mais indique également la présence de Cl, K, Zn, Al et Si. Ainsi, il existe un grand manque d’informations sur la caractérisation physico-chimique des particules de fumigènes.

Effets sanitaires liés à l’inhalation d’aérosols issus d’activités pyrotechniques

Le chapitre précédent a montré que les activités pyrotechniques peuvent être une source très importante de particules dans l’air. Ces particules pourraient rester en suspension dans l’air pendant 20h (Barman et al., 2008) voire une semaine jusqu’à un mois après des feux d’artifices, conduisant alors à des concentrations élevées de particules sur une période prolongée (Agrawal et al., 2011; Chatterjee et al., 2013; Kong et al., 2015). Il est bien connu que les particules atmosphériques sont à l’origine de nombreuses maladies respiratoires (Falcon-Rodriguez et al., 2016; Loboda et al., 2016). Ainsi, ces particules issues d’activités pyrotechniques peuvent présenter un risque pour la santé de la population générale dans le cas de feux d’artifices ou dans le cas d’expositions professionnelles avec l’utilisation d’armes à feu ou de fumigènes.

Toxicité des feux d’artifices

De façon générale, la manipulation de substances énergétiques nécessite des précautions particulières, encadrées par une réglementation stricte pour l’industrie (Comet et al., 2013). Les risques sanitaires des feux d’artifices sont principalement connus dans le cas d’accidents comme des blessures au niveau des yeux et des mains, des brûlures, ainsi que de certains cas mortels, souvent lors de mauvais usages personnels (Canner et al., 2014; Moore et al., 2014; Patel & Mukherjee, 2014; Sandvall et al., 2017).
Outre le risque explosif ou d’incendie, l’impact des feux d’artifice sur la santé humaine est attribué à la grande quantité de composants chimiques émis qui ont été utilisés lors de la fabrication (Gouder & Montefort, 2014). Seules quelques études se sont intéressées aux effets sanitaires des particules émises lors des feux d’artifices, soulignant la surmortalité ou l’incidence de maladies cardio-respiratoires (Beig et al., 2013; Gouder & Montefort, 2014; Hirai et al., 2000; Yao et al., 2019b). Dans l’article de (Beig et al., 2013), les auteurs ont ainsi calculé des ratios de nombre de cas excédentaires de mortalités totale, cardiovasculaire et respiratoire lors d’épisodes de feux d’artifice par rapport à des épisodes sans. Ils ont ainsi mis en évidence des ratios entre 1,75 et 3,5 pour la mortalité totale associée aux PM2.5 et entre 3 et 8 pour celle associée aux PM10 (Beig et al., 2013). De même, pendant les feux d’artifices des fêtes du Printemps à Shanghai et sur une période de 2013 à 2017, la mortalité quotidienne spécifiquement liée aux exposions de PM2,5 émis pendant les feux d’artifices a représenté 1,4 % à 3,8 % de la mortalité quotidienne totale (Yao et al., 2019). En Inde, des atteintes respiratoires ont été signalées pendant la fête de Diwali avec des augmentations entre 30% à 40% des cas de respiration sifflante, d’exacerbation de l’asthme et de cas de bronchites (Gouder & Montefort, 2014). Hirai et al., 2000 ont également constaté que l’inhalation de la fumée des feux d’artifice provoque de la toux, de la fièvre et de la dyspnée et conduit à certains cas de pneumonie aiguë. Comme décrit précédemment, la durée des festivals va fortement conditionner la persistance des particules de feux d’artifices dans l’atmosphère. Ainsi, il semblerait qu’une exposition occasionnelle d’une journée ne présente pas de risques aussi néfaste pour la santé humaine qu’une exposition prolongée (Gouder & Montefort, 2014).
Au niveau de la toxicité in vitro, des effets cytotoxiques sont observés avec une baisse de 30% de la viabilité après exposition de cultures de cellules épithéliales bronchiques type BEAS-2B pendant 24h à des particules collectées pendant des feux d’artifices (Do et al., 2012). Des augmentations significatives de la production d’espèces réactives de l’oxygène (ERO) par des BEAS-2B et des cellules endothéliales micro-vasculaires pulmonaires ont été observées et ont été corrélées à l’inflammation chez la souris après exposition à des particules de feux d’artifices (Hickey et al., 2020). Une exposition à l’interface-air-liquide (IAL) en temps réel, pendant des feux d’artifices, sur une période de 12h, sur des macrophages différenciés a montré l’induction d’une réponse inflammatoire par l’augmentation de la sécrétion de TNF-α et d’IL-6 (Ding et al., 2019).

Toxicité des armes de tirs

De nombreuses études ont montré que des tireurs en intérieur et en extérieur, exposés au Pb contenu dans les munitions avaient des concentrations élevées de Pb dans le sang (Chau et al., 1995; Gulson et al., 2002; Ochsmann et al., 2009; Rocha et al., 2014; B.-G. Svensson et al., 1992). De même, ils ont développé des symptômes d’exposition au Pb tels qu’une anémie, une fatigue, ou divers degrés de neuropathie (problèmes de mémoires, lésion de nerfs) (Chau et al., 1995; Rocha et al., 2014). De plus, en raison des effets néfastes du Pb sur l’environnement (Bellinger et al., 2013; Heier et al., 2009), des munitions sans Pb ont été développées depuis une vingtaine d’années. Étonnamment, plusieurs études rapportent la survenue de divers symptômes ressemblant à la grippe tels que de la fièvre, des frissons, des nausées, des maux de tête, de la fatigue, des douleurs musculaires et articulaires, de la toux ou encore un essoufflement lors de tirs de munition sans Pb (Methner et al., 2013; Moran & Ott, 2008; Voie et al., 2014). Ces symptômes sont caractéristiques d’une « fièvre des métaux », tel que c’est le cas pour l’inhalation aiguë de fumées d’oxydes de Cu pouvant provoquer un syndrome pseudo-grippal ainsi que des troubles digestifs, et hépatiques (INERIS, 2016). Ainsi, une étude de toxicité chez l’homme a été menée pour comparer la toxicité de munitions avec Pb, sans Pb et avec une formulation contenant du Pb mais modifiée (Voie et al., 2014). Il en ressort que les sujets exposés aux munitions sans Pb présentaient plus de symptômes grippaux que les autres. Dans les munitions sans Pb, les concentrations de Cu (6,4 mg/m3) sont 32 fois supérieures à la limite d’exposition hebdomadaire américaine (0,2 mg/m3) alors que les munitions avec Pb en contiennent 3,7 mg/m3 .De plus, les concentrations en Zn sont triplées dans les munitions sans Pb (1,6 mg/m3) comparées à celles avec Pb (0,5 mg/m3). Ces fortes concentrations en Cu et en Zn seraient probablement à l’origine de ces symptômes plus prononcés chez les patients exposés aux munitions sans Pb probablement causés par une inflammation des poumons.
Quelques études in vitro se sont intéressées à la toxicité des aérosols des armes de tirs. Dans l’étude de Bergström et al., 2015 après 24h d’exposition de modèles cellulaires alvéolaire (A549) et bronchique (NHBE), les particules sans Pb ont montré une cytotoxicité plus élevée que les particules de munitions au Pb. Des facteurs de corrélation élevés (>0,9) ont été trouvés entre la mort cellulaire et les teneurs en Cu et en Zn. Enfin, les différents types de particules ont été capables d’induire un stress oxydant par surproduction d’ERO et le développement d’une réponse inflammatoire par sécrétion d’IL-6 et d’IL-8 dans les deux modèles cellulaires. De même, l’étude de Mariussen et al. 2021 a analysé les effets d’une exposition de cellules A549 réalisée à l’IAL à différents types de particules de tirs provenant de munitions avec et sans Pb. Alors que les munitions sans Pb émettent des quantités plus faibles de particules que les autres types de munition, une diminution de la viabilité cellulaire de 50% a été rapportée après exposition aux particules sans Pb contre 20% pour celles avec Pb. Il semblerait à nouveau que ces effets observés soit en lien avec les émissions de Cu et de Zn. Enfin, des résultats similaires sont observés à partir de cellules A549 exposées pendant 24h et 48h à des particules de tirs de petit calibre (munitions avec Pb), notamment une diminution de 40% de la viabilité cellulaire et une augmentation de la proportion de cellules en phase sub-G1 indiquant une apoptose (Mekki, 2017).

Toxicité des fumigènes

Il existe de nombreuses familles de fumigènes avec des compositions chimiques très variées mais il existe peu de documents les listant. De plus, leur toxicité a été très peu étudiée. A la fin des années 1990, trois rapports listant les familles de fumigènes utilisées par l’armée américaine et leurs effets toxiques sont publiés par le Conseil National de Recherche (NRC) des États-Unis (National Research Council (U.S.) (1997a, 1997b, 1999). L’objectif du NRC était d’établir des niveaux indicatifs d’exposition aux fumigènes pour les militaires lors des entraînements mais aussi pour les civils résidant ou travaillant à proximité d’installations militaires. Ces rapports regroupent des données de toxicité humaine et chez l’animal sur les aérosols produits par l’ensemble des fumigènes de camouflage et colorés. La toxicité exclusive de la fraction particulaire des fumigènes n’est pas rapportée.
Les familles de fumigènes utilisées au sein de l’armée française sont listées dans le rapport de l’Organisation du Traité de l’Atlantique Nord (2016), « Guidelines for Toxicity Testing of Smokes, Obscurants, and Pyrotechnic Mixtures » (North Atlantic Treaty Organization, 2016). Ainsi, les données présentées dans cette partie proviennent majoritairement des rapports décrits ci-dessus. Enfin, concernant la toxicité in vitro des fumigènes, très peu d’études ont été menées afin d’étudier les mécanismes d’action des fumigènes sur la cible respiratoire. Cela sera décrit dans la partie 2.3.4.

Table des matières

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