Toxicité des poussières intérieures et de leurs contaminants

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Toxicité globale des poussières intérieures Toxicité des poussières par inhalation

Mécanisme d’action
Comme vu dans la partie I.2, les enfants ont un appareil respiratoire encore immature ce qui les rend plus sensibles à ce qu’ils inhalent. Le dépôt des poussières dans les voies aériennes dépend de leurs propriétés physico-chimiques : taille, forme, surface, caractère hygroscopique et hydrosoluble, composition chimique. Il existe cinq mécanismes de dépôt des poussières inhalées (ANSES, 2019):
– La sédimentation due à la gravité : l’effet de la gravité diminue avec la taille de la particule ;
– L’impact inertielle pour les grosses particules : les grosses particules vont s’impacter sur des obstacles à cause de leur inertie tandis que les petites particules suivent l’écoulement de l’air ce qui leur permet d’aller plus profondément dans l’appareil respiratoire ;
– L’interception se produit quand une particule se déplace très près d’une paroi biologique et qu’une extrémité de la poussière touche la paroi ce qui force la poussière à se déposer. C’est un phénomène qui touche surtout les fibres ;
– La diffusion pour les particules très fines (<1 µm). Il s’agit du mouvement aléatoire des particules et le dépôt engendré est de ce fait également aléatoire ;
– L’attraction électrostatique pour les particules chargées.
En plus de leurs propriétés physico-chimiques, le diamètre des différentes parties de l’appareil respiratoire joue aussi un rôle important. Les poussières supérieures à 10 µm sont captées dans le mucus au niveau nasopharyngé. Les poussières inférieures à 10 µm µm (dites inhalables) sont captées au niveau des bronches tandis que les poussières inférieures à 1-2,5 µm (dites respirables) sont déposées au niveau des alvéoles pulmonaires (Owen et al., 1992). L’appareil respiratoire peut réaliser une translocation physique des poussières. Les poussières captées au niveau nasopharyngé peuvent être évacuées par mouchage et les poussières peu ou insolubles captées au niveau bronchique sont évacuées par le mucus hors du système respiratoire vers le système digestif grâce au mouvement des cellules ciliaires. Les poussières insolubles déposées dans les alvéoles vont quant à elles être phagocytées par les macrophages. Ces derniers contiennent des fluides riches en enzymes qui vont dégrader progressivement les poussières. Toutefois, cette dégradation peut être incomplète et les particules peuvent s’accumulent dans les macrophages et à terme perturber leur fonctionnement. La phagocytose de ces composés par les macrophages peut entraîner la production d’ERO ou libérer les ERO présents sur les poussières. Certains éléments métalliques avec un activité d’oxydoréduction et certaines molécules organiques (comme les HAP) sont associés à la formation d’ERO. Cette activité de stress oxydant peut entraîner des réactions en cascade qui mènent à une réponse inflammatoire. Ces phénomènes de stress oxydant et d’inflammation sont reconnus comme étant des éléments clés dans le développement de pathologies inflammatoires telles que l’asthme, la bronchite chronique ou la bronchopneumopathie chronique obstructive (Michael et al., 2013). Quant aux poussières solubles, elles se dissolvent dans les fluides pulmonaires, des contaminants atteignent la circulation sanguine et les autres organes. La fraction soluble des poussières diffère selon l’endroit où la poussière se dépose dans l’appareil respiratoire : les contaminants aqueux se dissolvent dans le mucus (donc au niveau du segment supérieur) tandis que les contaminants organiques se dissolvent dans le surfactant pulmonaire (au niveau des alvéoles). Enfin, les poussières les plus fines peuvent même passer la barrière épithéliale et entrer dans la circulation générale.

Effet sur l’appareil respiratoire

Deschamps et ses collègues ont étudié les effets de PM10 sur un modèle in vitro de cellules alvéolaires de type II (les cellules A549). Les particules ont été prélevées dans des habitations au Brésil. Ils ont étudié plusieurs paramètres après une exposition des cellules aux particules 26 pendant 24h et 48h : la viabilité cellulaire, la perméabilité cellulaire (par la mesure de relargage de lactate déshydrogénase (LDH), enzyme présente uniquement dans le cytosol des cellules), la production d’ERO et d’interleukine 8, un facteur de réponse pro-inflammatoire. Même à la concentration la plus forte (500 µg.mL-1), les cellules avaient une viabilité de 72% au bout de 48h. Les particules impactent faiblement la viabilité. En revanche, la perméabilité cellulaire après 48h augmentait de manière importante avec la concentration. A 2,5 µg.mL-1, 10% de LDH était relarguée alors qu’à 500 µg.mL-1, environ 90% de la LDH était relarguée. Cette augmentation était visible après 24h d’exposition dans une moindre mesure (de 10% à la plus faible concentration à 40% à la plus forte). La production d’ERO et d’interleukine était uniquement observée à partir de 100 µg.mL-1. Les PM10 entraînaient une faible cytotoxicité malgré l’augmentation importante de la perméabilité cellulaire (Deschamps et al., 2014).
Calcabrini et ses collèges ont étudié les effets de PM2,5 atmosphériques sur un modèle in vitro de cellules alvéolaires de type II (les cellules A549), qui sont des cellules adhérentes avec une bordure en brosse (présence de microvillosités à leur surface). Ils ont observé que les poussières adhéraient à la surface des cellules très rapidement, en moins de 30 minutes. Cette adhésion a provoqué un changement de la morphologie des cellules, un réarrangement de leurs structures microvillositaires et l’apparition de zones lisses, sans microvillosités, sur des cellules. L’exposition la plus longue (72h) à la plus forte concentration (60 µg/cm2) entraînaient même un arrondissement et un détachement de cellules de la surface de culture. Ils ont également observé que les particules étaient dans les cellules, soit de manière libre soit entourées par une membrane. Ces inclusions des particules perturbaient des éléments du cytosquelette (composé de polymères fibreux et de protéines, responsable de la structure et du mouvement de la cellule). Ces effets ont résulté en une croissance moindre des cellules (Calcabrini et al., 2004). Ainsi, chez l’enfant dont l’appareil respiratoire est en pleine croissance, une exposition chronique à des PM 2,5 pourrait entraîner une moindre croissance cellulaire et à terme, un nombre moindre d’alvéoles et une capacité respiratoire réduite.
Une étude a calculé la prévalence d’asthme et de rhinite chez des enfants (n = 6590) en lien avec la qualité de l’air intérieur dans 6 écoles situées dans 6 villes françaises. Les parents ont rempli un questionnaire concernant l’asthme et les allergies de leurs enfants, et les enfants ont réalisé un examen médical avec un test cutané d’allergie ainsi qu’un test de course pour déterminer l’asthme déclenché par l’effort. Au cours de cette étude, les concentrations en PM2,5 et en dioxyde d’azote ont été mesurées dans des salles de classe. Deux tiers des enfants étaient exposés à une concentration en PM2,5 supérieure à 12,5 µg.m-3, alors que l’OMS recommandait une valeur seuil de 10 µg.m-3 1. S’il n’y a pas de relation entre exposition aux PM2,5 et la prévalence de rhinite, ce n’est pas le cas de l’asthme : une association significative entre PM2,5 et asthme a été retrouvée (OR = 1,28 [1,00-1,65]). Cette association augmente dans le cas d’un asthme allergique (OR = 1,41 [1,16-1,73]). Dans le cas de l’asthme induit par l’effort, il y a une association observée entre une concentration moyenne en PM2,5 (entre 12,5 et 17,5 µg.m-3) et l’asthme mais aucune association n’a été observée à forte concentration de PM2,5 (> 17,5 µg.m-3) (Annesi-Maesano et al.¸ 2008). Bien que cette étude ait été réalisée chez des enfants de 9 à 10 ans et non des enfants de moins de 6 ans, elle prouve que la qualité de l’air intérieur dans les classes peut des effets sur la santé des enfants.
Au niveau européen, une étude similaire a été réalisée sur 6 écoles dans 5 pays différents. Les poussières mesurées étaient les PM 10. La prévalence de rhinite, de respiration sifflante et de toux sèche nocturne étaient mesurées chez des enfants de 10 ans (n= 654). Dans ce cas, aucune association n’a été observée entre l’exposition aux PM 10 et les effets sanitaires. Toutefois, quand les auteurs ont pris en compte une exposition concomitante PM10-CO2, alors la prévalence de toux sèche augmentait quand les enfants étaient exposés aux fortes concentrations de PM10 et de CO2 (50 µg/m3 et 1000 ppm) . Ils ont également noté que tous les enfants dont la classe est mal ventilée (< 10L/s/personne) avaient plus de toux sèche nocturne et de rhinite que les enfants qui ont des classes bien ventilées (Simoni et al., 2009).
Dans le cas de la population générale, une augmentation de la concentration des PM2,5 et aux PM10 dans l’air ambiant de l’ordre de 10 µg.m-3 était associée à une augmentation de risque de pathologies cardiovasculaires, de pathologies respiratoires et de cancers pulmonaires. Elle était également associée à une mortalité, toutes causes naturelles confondues, augmentée (Chen et Hoek, 2020). L’OMS estime qu’environ 7 millions de personnes meurent chaque année dans le monde à cause de la pollution aux particules fines (OMS, 2021a).

Toxicité des poussières par ingestion

L’USEPA estime que les enfants de moins de 6 ans ingèrent entre 20 et 100 mg de poussières intérieures par jour. Pour l’évaluation de risque, cette agence conseille d’estimer l’ingestion involontaire à 60 mg de poussières sédimentées intérieures (USEPA, 2017). Comme vu dans la partie I.1, les poussières contiennent de nombreux contaminants. Le passage par le système digestif peut modifier ces contaminants. Au niveau stomacal, le pH acide peut réduire les métaux présents dans les poussières. C’est notamment ce qui permet au plomb d’être sous forme d’ion Pb2+ ou Pb4+, de se solubiliser dans les fluides gastro-intestinaux et d’être absorbé par l’organisme.
A l’heure actuelle des connaissances, il n’y a aucune étude concernant la toxicité des poussières intérieures in vivo par voie orale ou d’études épidémiologiques. Toutefois, il existe des études in vitro étudiant la toxicité des fractions bioaccessibles des poussières intérieures. La fraction bioaccessible est la fraction des contaminants qui va se solubiliser dans les fluides gastrique et intestinaux. Cette fraction représente la dose maximale qui peut être absorbée par l’organisme. Pour l’obtenir, des méthodes imitant la digestion ont été conçues. Une seule méthode est validée par rapport au in vivo et seulement pour l’arsenic, le cadmium et le plomb. Il s’agit de l’Unified BARGE Method (UBM), developpée par le Bioaccessibility Research Group of Europe (Denys et al., 2012 ; Wragg et al., 2011). Aucune méthode n’a été validée pour des contaminants organiques.
Plumejeaud et ses collègues ont mesuré la génotoxicité in vitro de la fraction bioaccessible de poussières prélevées dans des maisons à Estarreja (Portugal). Ils ont d’abord estimé la concentration gastrique de poussières pour les enfants. Etant donné que le taux d’ingestion supposée est de 60 mg/jour et que le volume gastrique des jeunes enfants est d’environ 500 mL, la concentration gastrique des poussières serait de 0,12 g.L-1. Ils ont ensuite utilisé la méthode UBM pour obtenir la fraction bioaccessible et exposé des cellules gastriques à cette fraction, à des concentrations proches de la concentration gastrique estimée (0.067 g.L-1 à 0.53 g.L-1). Dès 0.067 g.L-1, les dommages génotoxiques ont été évalués avec le test des comètes et le test du micronoyau avec blocage de la cytodiérèse. Les dommages ont augmenté : il y avait plus de cassures simples brins, plus de cassures chromosomiques et plus de perte de chromosomes (Plumejeaud et al., 2016).
Deux autres études ont montré que la fraction organique des poussières des maisons pouvait également être mutagènes. Cette mutagénicité a été évaluée par le test d’Ames. Dans ce test, des souches bactériennes de Salmonella typhimurium sont utilisées. Elles sont incapables de synthétiser de l’histidine (un acide aminé) parce qu’elles possèdent des mutations dans leur génome. Si un produit est mutagène, il peut provoquer une mutation réverse et les bactéries peuvent de nouveau synthétiser de l’histidine. Dans les deux études, deux types de mutations étaient recherchées : des mutations par décalage du cadre de lecture et des mutations par substitutions de paires de bases. Dans l’étude de Maertens et ses collègues, les poussières de maison étaient prélevées à Ottawa (Canada). Les contaminants organiques étaient extraits des poussières avant d’être testés. Aucun des extraits n’entraînaient des mutations par substitution de paires de bases. Mais presque 80% des échantillons provoquaient une mutation par décalage du cadre de lecture quand il y avait activation métabolique et seulement 30% des échantillons étaient mutagènes sans activation métabolique (Maertens et al., 2008). Dans l’étude de Kang et ses collègues, les poussières de maisons ont été prélevées à Hong Kong, Shenzhen et Guangzhou (Chine). Ils ont également extrait les contaminants organiques avant de les tester. Plus de 70% des extraits entraînaient des mutations par décalage du cadre de lecture sans activation métabolique et seulement 26% avec activation métabolique. Leurs échantillons provoquaient également des mutations de paires de bases dans presque 50% des cas sans activation métabolique et 35% des cas avec activation métabolique (Kang et al., 2011).
Dans l’hypothèse où les contaminants organiques présents dans les poussières seraient totalement biodisponibles dans le tractus gastro-intestinal, les poussières ingérées seraient susceptibles de provoquer des effets génotoxiques au niveau des cellules de premier contact. Pour la mutagénicité, cette possibilité est plus fragile car les tests ont été effectuées sur des souches bactériennes. Il serait intéressant d’étudier les effets de ces extraits organiques sur des souches bactériennes communément retrouvées dans le microbiote. .
Afin de mieux appréhender le danger que représentent les poussières pour les jeunes enfants, certaines familles de contaminants fréquemment retrouvées dans les poussières intérieures sont abordées par la suite.

Toxicité des différents contaminants selon familles chimiques

Les poussières sont des mélanges : comme indiqué en partie I, les poussières sont composées de différentes molécules. Les effets observés des poussières proviennent des poussières prises dans leur globalité. Les effets peuvent être dû à une addition de la toxicité de chaque contaminant dans les poussières, à une synergie (toxicité supérieure à l’addition) ou à un antagonisme (toxicité inférieure).
Par ailleurs, il est nécessaire de prendre un compte la fenêtre d’exposition : une substance peut entraîner des effets différents selon le moment d’exposition. Le développement fœtal puis la croissance après la naissance sont finement régulés par un certain nombre de signaux.
Une substance peut perturber cette signalisation et in fine le développement de l’enfant. Ces perturbations peuvent entraîner des pathologies à l’âge adulte qui auront une « origine développementale des maladies humaines adultes ». C’est notamment le cas du diséthylstilbestrol, connu sous le nom de distilbène : des personnes exposées in utero ont développé des anomalies génitales (malformations, risques de cancer augmentés, stérilité entre autres).
Les substances chimiques sont évaluées avant leur mise sur le marché et peuvent être classé en différentes classes de dangers. Les dangers peuvent être physiques, environnementaux ou sanitaires. Dans les dangers sanitaires, il y a notamment la cancérogénicité, la mutagénicité sur les cellules germinales, la reprotoxicité (CMR) et la toxicité pour un organe cible, en exposition aigue ou répétées. Les substances CMR sont sur la liste des substances extrêmement préoccupantes (substances of very high concern (SVHC) tout comme les substances persistantes dans l’environnement, bioaccumulables et toxiques ou les très persistantes et très bioaccumulables. Les perturbateurs endocriniens, qui interfèrent avec le système hormonal, peuvent également être inscrits sur la liste des SVHC. Après mise sur le marché, ces substances peuvent être réévaluées. Pour les contaminants cancérogènes, la classification utilisée est celle du Centre International de Recherche sur le Cancer (CIRC). Ce centre évalue la dangerosité des substances et leur assignent un groupe. Le détail de ces évaluations est indiqué en Annexe 2. Le groupe 1 est celui dont la solidité des preuves est la plus importante : il y a bien un lien de causalité entre exposition à un agent et cancer (preuves suffisantes de cancérogénicité chez l’Homme). Pour le groupe 2, il y a deux sous-groupes groupe 2A (2 niveaux de preuve) et 2B (1 seul niveau de preuve) : preuves limitées de cancérogénicité chez l’Homme et/ou suffisamment de preuves de cancérogénicité chez les animaux et/ou de fortes preuves mécanistiques. Les agents sont considérés comme cancérogènes probables ou possibles pour l’Homme. Enfin, le groupe 3 contient tous les dangers évalués qui ne remplissent pas les conditions pour les autres groupes ainsi que ceux considérés comme non cancérogènes. Il est important de noter que rien n’est figé : les dangers sont réévalués périodiquement et leur classification peut changer en fonction des nouvelles données. Le Tableau 2 récapitule le niveau de cancérogénicité en fonction du groupe.

Effets sur le système reproducteur

Chez les hommes, une exposition au BPA altère les concentrations sanguines d’hormones sexuelles. Ainsi, ont été observées une augmentation de l’hormone FSH (qui stimule la spermatogenèse), une diminution de l’inhibine B (qui régule la FSH), une augmentation en testostérone totale (due à la diminution de l’activité de l’aromatase, une enzyme convertissant la testostérone en œstradiol) mais une diminution de testostérone libre (non liée à des protéines de transport, c’est la forme active de la testostérone). Ces altérations hormonales affecteraient la qualité spermatique mais ce n’est pas avéré. Chez les animaux, une exposition au BPA entraînait bien une diminution du nombre de spermatozoïdes chez des rats adultes. Dans les cellules de Sertoli, le BPA provoquait une prolifération cellulaire et un dysfonctionnement des protéines de jonctions (ANSES, 2011 ; Fenichel et al., 2013).
Chez les femmes, des effets du BPA sont suspectés sur l’endomètre (hyperplasie), sur les ovaires (ovaires polykystiques) et sur la grossesse (fausse-couches, prématurité) mais ne sont pas avérés. Le BPA entraînerait aussi une diminution de la maturation ovocytaire chez les femmes. Toutefois, les études ont été réalisées chez des femmes suivant un parcours de procréation médicalement assistée donc il n’est pas possible d’étendre cet effet à toute la population. Chez les animaux, le BPA augmentait l’apparition de kystes ovariens, l’hyperplasie de l’endomètre et une puberté précoce lors d’expositions pré et post-natales précoces (ANSES, 2011).
Bien que moins bien étudié que le bisphénol A, le bisphénol F aurait une activité œstrogénique équivalente au BPA tandis que le bisphénol S aurait une activité œstrogénique trois fois plus faible (Rochester et Bolden, 2015). En exposition aigue et à forte concentration chez des rates, le BPS augmentait la durée du cycle œstral, diminuait leur fertilité et diminuait le nombre de nouveau-nés vivants et il augmentait le poids utérin chez des rates immatures. En exposition chronique, le BPS n’entraînait pas d’effet sur le système reproducteur. En exposition aigue, le BPF entraînait aussi une augmentation du poids utérin chez des rates immatures. Il n’entraînait aucun effet sur le système reproducteur des mâles sauf en exposition chronique où il entraînait une diminution du poids des testicules (ANSES, 2013). Selon une étude in vitro évaluant l’activité des bisphénols sur la synthèse stéroïdienne, le BPS et le BPF augmentaient le taux de progestérone tandis que le BPA n’augmenterait pas ce taux (Rosenmai et al., 2014). Ainsi, il est possible que les substituts du BPA entraînent des effets différents de ceux du BPA.
Les bisphénols modifient les concentrations en hormones sexuelles et entraînent des effets avérés sur la reproduction chez les animaux. De tels effets ne sont toutefois pas fermement démontrés chez l’Homme.

Effet sur l’appareil respiratoire

Une étude a évalué s’il y avait une association entre une exposition à des POP, dont 4 PBDE, et la prévalence de l’asthme chez des enfants de 3 à 6 ans (620 enfants asthmatiques et 218 enfants non asthmatiques dans le groupe contrôle). Un peu plus de 40 POP étaient recherchés dans les échantillons sériques et se répartissaient en 3 familles : les PBDE, les pesticides organochlorés et les PCB. Si les auteurs ont déterminé une association entre exposition aux PCB et prévalence de l’asthme (OR = 1,05 ; CI = [1,03-1,07]), ils n’ont pas observé cette association pour les PBDE (OR = 1,07 ; CI =0,93-1,24]). Toutefois, ils ont noté que l’association entre PCB et asthme était renforcée en présence de PBDE, ce qui indique une interaction potentialisatrice. Enfin, le BDE-209 est corrélée à la sévérité de l’asthme (O = 1,40 ; CI = [1,14-1,72]) (Meng et al., 2016). Cette étude confirme la complexité à établir qu’un effet toxique est dû à un produit : seuls, les PBDE n’augmentent pas le risque d’asthme mais combinés à d’autres produits (ici les PCB), ils l’augmentent. Les sources d’exposition de ces enfants ne sont pas connues.
Le TBBPA et le HBCD perturbent in vitro la signalisation de la voie inflammatoire des cellules épithéliales pulmonaires en augmentant la production d’interleukine 6, en stimulant la production du facteur de croissance épithéliale et en augmentant l’activation du récepteur du facteur de croissance épithéliale. Cette activation entraîne l’expression de protéines intracellulaires pro-inflammatoires. Le TBBPA augmentait également la concentration en ERO (Koike et al., 2016 ; Wu et al., 2018). Ainsi, ces molécules pourraient entraîner des réponses inflammatoires plus fortes chez les enfants exposés. Des études sont nécessaires pour étudier l’exposition au TBBPA et à l’HBCD et les pathologies respiratoires inflammatoires (bronchite, asthme) chez les jeunes enfants.

Effet sur le neurodéveloppement

Les PBDE entraînent un certain nombre d’effets délétères sur le développement neurologiques des enfants. Une exposition prénatale, périnatale et/ou postnatale altère un certain nombre de fonctions. Le développement physique et mental ainsi que l’apprentissage du langage sont altérés chez les enfants de moins de 3 ans. Les enfants (2-4 ans) exposés sont plus impulsifs, ont un comportement moins sociable et développent plus de problèmes de l’attention. Ces problèmes de l’attention ont été retrouvé ensuite chez des enfants de 5 à 7 ans et de 9 à 12 ans. D’autres aspects de l’altération du développement neurologique ont été étudiés : une altération de la coordination motrice, de la mémoire verbale, de la compréhension, de l’hyperactivité et une diminution du quotient intellectuel (ATSDR, 2017).
La neurotoxicité des PBB a pu être évaluée après la contamination accidentelle d’une partie de la population du Michigan (Etats-Unis). Bien que des études suggéraient un effet des PBB sur le développement et la performance neurologique (fatigue, diminution de la capacité physique et/ou mentale à produire des efforts), plusieurs études n’ont pas relevé d’association entre concentration en PBB et symptômes neurologiques (Landrigan et al., 1979 ; Anderson et al., 1979; Valciukas et al. 1978, 1979 ; tous cités dans ATSDR, 2004). Une étude a relevé une association entre concentration en PBB dans le tissu adipeux et les résultats de tests évaluant le développement neuropsychologique d’enfants de 2 à 4 ans. Toutefois, cette association n’était plus retrouvée quand les enfants ont réalisé de nouveau ce test deux ans plus tard (Seagull, 1983 dans ATSDR, 2004). Chez des rats exposés, des déficits moteurs ainsi qu’une faiblesse des pattes arrières ont été observés. Des rats et des souris exposés in utero et en postnatale (période de lactation) avaient des déficits d’apprentissage, même après l’arrêt de l’exposition (ATSDR, 2004).
Peu d’études existent sur les effets neurotoxiques du TBBPA et du mélange HBCD. Une équipe belge a réalisé une étude transversale pour étudier les effets neurocomportementaux des retardateurs de flamme bromés PBDE, HBCD et TBBPA. Des adolescents de 13 à 17 ans ont réalisés une batterie de tests normés en plus d’avoir un prélèvement sanguin. Kiciński et ses collègues ont ainsi observé que les PBDE avaient bien un effet sur la fonction motrice, mais le TBBPA et le mélange HBCD n’ont entraîné aucun effet (Kiciński et al., 2012). La population étudiée est plus âgée que la population cible de ce travail de thèse mais il existe peu de connaissances sur les effets des retardateurs de flamme bromés chez l’Homme. Les adolescents sont également en cours de croissance et leur développement neurologique est inachevé, ce qui les rend sensibles aux produits neurotoxiques. Toutefois, ils sont moins exposés aux poussières. Idéalement, il faudrait réaliser cette étude sur une population plus jeune pour déterminer si les mêmes effets sont observés.

Effet sur le système thyroïdien

Concernant un effet sur le système thyroïdien, des études sur des animaux exposés en prénatal et en postnatal indiquent que les concentrations en thyroxines (T4) et triiodothyronine (T3) avaient diminuées après une exposition aux PBDE. Les descendants de rongeurs exposés avaient également des concentrations en T3 qui étaient réduites par rapport à la normale. Chez les nouveau-nés, les études ne sont pas concordantes. Ainsi, l’exposition in utero aux PBDE était soit associée négativement à la thyroxine soit non associée. Il en était de même pour les associations entre exposition aux PBDE et concentrations en triiodothyronine et thyréostimuline (TSH) (ATSDR, 2017). Il n’est donc pas possible à l’heure actuelle de déterminer si les PBDE sont liés à une diminution des hormones thyroïdiennes ou s’ils n’ont aucun effet. Ces hormones interviennent dans le développement pulmonaire, le développement neurologique et la croissance osseuse : une diminution de ces hormones pourrait avoir des effets sur le développement (Bertrand et al., 1982).
Dans le cadre de leurs travails, des personnes exposées aux PBB avaient des concentrations en thyroxine diminuées, en thyréostimuline augmentées et en anticorps anti-microsomes thyroïdiens augmentées. Ce dernier paramètre indique que les cellules thyroïdiennes ont subi des dommages (ATSDR, 2004). Un suivi de la population du Michigan exposée accidentellement indiquait une association positive entre le risque d’avoir une pathologie thyroïdienne et la concentration sérique en PBB-153 (Jacobson et al., 2017).
L’HBCD entraînait aussi des effets sur la fonction thyroïdienne dans une étude sur des rats, exposées pendant 28 jours par voie orale. Le poids de la glande pituitaire avait augmenté. Cette glande sécrète de nombreuses hormones dont la thyréostimuline. La quantité de TSH dans cette glande avait également augmentée, ce qui laisse supposer que l’augmentation du poids de cette glande est causée par l’augmentation de la production de thyréostimuline. Le poids de la thyroïde avait aussi augmenté. La concentration en thyroxine avait quant à elle diminuée. Ces effets n’ont été observés que chez les femelles. Elles présentaient une augmentation du poids de leurs foies et des activités en T4-glucuronyltransférase. Il semblerait qu’une métabolisation excessive de la thyroxine provoquerait l’activation du système thyroïdien (van der Ven et al.¸2006).
Le TBBPA peut se lier in vitro au récepteur des hormones thyroïdiennes de cellules pulmonaires humaines. Il semblerait qu’il soit un agoniste car l’ajout d’un antagoniste de ce récepteur bloquait la réponse induite par le TBBPA (Koike et al., 2016). Cette capacité agoniste est renforcée par le fait qu’il permet la prolifération de cellules pituitaires de rats et la production d’hormones de croissance par ces cellules, prolifération et production qui dépendent de la concentration en hormones thyroïdiennes (Kitamura et al., 2002).

Effet sur le système reproducteur

Pour les garçons, une association positive a été observée entre l’exposition aux PBDE et la cryptorchidie (trouble de la migration du testicule vers le scrotum), une augmentation des concentrations en œstradiol et en inhibine B (qui inhibe la sécrétion de FSH, impliquée dans la production de spermatozoïdes) à l’âge de 3 mois et une augmentation du volume testiculaire à 18 mois. Quant aux filles âgées de 6 à 8 ans, les concentrations en PBDE étaient corrélées à un retard de la puberté (ATSDR, 2017). Cependant, l’ANSES indique le contraire dans son rapport en citant une étude nord-américaine. Il est démontré que la concentration en PBDE dans le sérum était associée avec une prématurité des premières menstruations (ménarche) (Chen et al., 2011 dans ANSES, 2017). Cet effet a également été rapporté pour les PBB. Les filles exposées aux PBB in utero et en postnatale avaient leurs ménarches et un développement de poils pubiens plus d’un an avant les filles non exposées (11, 6 ans pour les exposées et 12,7 ans pour les non exposées) (Blanck et al., 2000).
Une étude sur des rats a permis de déterminé qu’une exposition aux HBCD induisait une diminution du poids des testicules selon une courbe dose-réponse. Cependant, il n’y avait pas de changement de la qualité spermatique ni de changement histopathologique (van der Ven et al., 2009). Une autre étude a suivi deux générations de rats exposés aux HBCD. La génération initiale (F0) a été exposée pendant 10 semaines, puis pendant l’accouplement, la gestation et la lactation. Aucune différence n’a été observée quant à la reproduction pour la génération F0. Les femelles issues de cette génération initiale, appelées génération F1, avaient un stock de follicules primaires amoindries quand leurs mères étaient exposées à plus de 130 mg.kg-1.jour-1. Ce stock de follicules primaires représente le potentiel de fertilité des rates puisqu’il ne se regénère pas et ne fera que diminuer au cours de la vie. Une partie de la génération F1 a été exposée aux HBCD de la même manière que la génération F0. A plus de 1300 mg.kg-1.jour-1, la fréquence de perte de portées de la génération F1 était multipliée par 8 et leur progéniture pesait moins lourd que les cas contrôles. Aucun changement de la qualité spermatique n’a été observé pour les mâles des générations F1 et F2 (Ema et al., 2008). Les concentrations qui induisaient des effets sont très élevées et ne sont pas représentatives d’une exposition environnementale.
Le TBBPA semble être un agoniste des récepteurs aux œstrogènes. En effet, il induit in vitro la prolifération d’une lignée cellulaire dont la croissance dépend de la présence d’œstradiol (Kitamura et al., 2002). Dans des études in vivo sur des rongeurs, les différents paramètres de reproduction ne sont toutefois pas modifiés bien que les auteurs aient observés des changements de poids des testicules, une augmentation du poids de la prostate et des vésicules séminales (Zatecka et al., 2013 et 2014 dans Siracusa et al., 2018).

Effet sur le métabolisme

Des études animales ont montré qu’une exposition chronique à faibles doses de retardateurs de flamme pouvaient entraîner des effets délétères sur des tissus et des organes régulés par des hormones (ATSDR, 2017). Par exemple, le tissu adipeux participe au métabolisme des lipides et du glucose. Ce métabolisme est régulé par des hormones comme l’insuline. Une équipe a exposé des rats àvec des PBDE. Le tissu adipeux des rats traités pendant 4 semaines répondaient différemment de celui des rats non traités. Quand stimulé par un agoniste β adrénergique, il libérait plus de glycérol que les adipocytes non exposés. Quand stimulé par de l’insuline, l’oxydation du glucose était réduite dans les adipocytes exposés (Hoppe et Carey, 2007). Les PBDE modifient donc la réponse du tissu adipeux. Pour les A partir d’études épidémiologiques menées chez l’Homme, les effets conclusions sont contrastées. Chez des garçons de 7 ans, les auteurs d’une étude de cohorte ont observé une association positive entre exposition in utero et l’Indice de Masse Corporelle (IMC). Cette association est négative chez des filles de 7 ans (Erkin-Cakmak et al., 2015). Guo et ses collègues ont également observé une association négative entre une exposition in utero et l’IMC d’enfants de 7 ans (Guo et al., 2020). Enfin, une équipe a suivi une cohorte d’enfants de leurs naissances jusqu’à leurs 8 ans. Ils ont mesuré les PBDE à 1, 2, 3, 5 et 8 ans. Ils ont observé une association négative entre le BDE-153 et l’IMC. Cette association se renforçait au fur et à mesure de la croissance des enfants (Vuong et al., 2019).
Les PBB avec 6 atomes de brome entraînent chez des rongeurs une perte de poids et une perte de masse adipeuse après expositions répétées et en expositions aigues. Ces effets n’ont pas été observés pour les PBB avec 8 et 10 atomes de brome (ATSDR, 2004). Des femelles macaques rhésus ont été exposées à un mélange d’hexabromobiphényls pendant 66 semaines à 0,012 mg-1.kg-1.jour-1. Le mélange était dans incorporé dans leurs aliments. Elles ont perdu 7,4% de leurs poids initiaux alors que leur consommation alimentaire n’avait pas changé. Cette perte de poids semblait se transmettre à la descendance. En effet, leur progéniture était 12% plus petite que celle des cas contrôles à leur naissance (455g contre 519g). A leurs trois mois, cet écart dépassait les 20% (706g contre 901g) (Lambrecht et al., 1978).
Les HBCD ainsi que le TBBPA promeuvent l’adipogenèse in vitro en favorisant l’expression du récepteur activé par les proliférateurs de peroxysomes γ (peroxisome proliferator-activated receptor, PPARγ) (Chappell et al., 2018 ; Xie et al., 2020). Ce récepteur joue un rôle important dans le métabolisme des lipides. Une étude in vivo sur des souris montre que les HBCD perturbent le métabolisme des lipides et du glucose (augmentation de PPARγ dans le foie, diminution du transporteur du glucose GLUT4 dans le tissu adipeux). Ceci favorisait le développement de l’obésité chez ces souris (Yanagisawa et al., 2014).

Cancérogénicité

Des effets cancérigènes ont été rapportés sur le rat et la souris exposé au BDE 209 mais le CIRC a classé ce composé dans le groupe 3 en raison de preuves limitées de cancérogénicité chez l’animal (ATSDR, 2017; CIRC, 2021). Le CIRC a classé les PBB et le TBBPA comme cancérogènes probables (groupe 2A) en 2016 et 2018 respectivement. Après l’exposition accidentelle aux PBB dans le Michigan, une étude a indiqué que les personnes exposées avaient plus de lymphomes et de cancers du système digestif (cancers du foie, de l’estomac, de l’œsophage et du pancréas) (CIRC, 2016). Aucune étude n’a identifié une corrélation entre exposition au TBBPA et développement d’un cancer chez l’Homme. Toutefois, chez des rats, le TBBPA augmentait l’incidence de cancers hépatiques et d’hémangiosarcomes (sarcomes dans la paroi des vaisseaux sanguins). Une tendance à l’augmentation de l’incidence de cancers intestinaux a également été notée. Chez des rats femelles, l’incidence de cancers utérin augmentait après exposition au TBBPA. De plus, le TBBPA induit du stress oxydant sur des cellules in vitro et in vivo, est immunosuppresseur in vitro et chez les souris, et peut interagir avec de nombreux récepteurs dont les récepteurs thyroïdiens (CIRC, 2018).
Le CIRC n’a pas étudié la cancérogénicité du mélange diastéréo-isomérique HBCD. Dans des études in vitro, les HBCD modulent des voies de signalisation impliquées dans la cancérogenèse et ils faciliteraient la croissance de tumeurs malignes. Ils sont également génotoxiques par cassures de l’ADN (An et al., 2014 ; Kim et al., 2016 ; Park et al., 2012 ; RuiJing et al., 2017).

Table des matières

Introduction
Partie I : Définitions et rappels anatomiques
1. Poussières
Définition
Granulométrie des poussières
Sources des poussières intérieures
Poussières, vectrices de contaminants
2. Rappels d’anatomie et de physiologie
Le système respiratoire
Particularités de l’appareil respiratoire des enfants de moins de 6 ans
Anatomie du système digestif
Particularités du système digestif des enfants de moins de 6 ans
Partie II : Toxicité des poussières intérieures et de leurs contaminants
1. Toxicité globale des poussières intérieures
Toxicité des poussières par inhalation
Mécanisme d’ac tion
Effet sur l’appareil respiratoire
Toxicité des poussières par ingestion
2. Toxicité des différents contaminants selon familles chimiques
Les métaux et métalloïdes : cas du plomb
Généralités sur le plomb
La toxicocinétique du plomb
Absorption
Distribution
Métabolisme
Excrétion
La toxicité du plomb
Les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques : cas du benzo(a)pyrène
Absorption
Distribution
Métabolisme
Excrétion
La toxicité du benzo(a)pyrène
Le bisphénol A et ses substituts, les bisphénols S, F
Toxicocinétique des bisphénols A, S et F
Absorption
Distribution
Métabolisme
Excrétion
Toxicité des bisphénols A, S et F
Effets sur le système reproducteur
Effets sur le système nerveux central
Effets sur le métabolisme
Effet sur la fonction thyroïdienne
Effet sur le systè me respiratoire
Cancérogénicité
Les retardateurs de flamme bromés
Toxicocinétique des retardateurs de flamme
Absorption
Distribution
Métabolisme
Excrétion
Toxicité des retardateurs de flamme
Effet sur l’appareil respiratoire
Effet sur le neurodéveloppement
Effet sur le systè me thyroïdien
Effet sur le systè me reproducteur
Effet sur le métabolisme
Cancérogénicité
Les phtalates
Toxicocinétique des phtalates dans l’organisme
Absorption
Distribution
Métabolisme
Excrétion
Toxicité des phtalates
Effet sur le systè me reproducteur
Effet sur le métabolisme
Effet sur le systè me respiratoire
Effet cancérogène
Les composés perfluorés
Toxicocinétique des composés perfluorés
Absorption
Distribution
Métabolisme
Excrétion
Toxicité des composés perfluorés
Effet sur le développement
Toxicité sur les systèmes endocriniens
Toxicité sur le système immunitaire
Partie III Réglementations et recommandations
1. Réglementations et recommandation pour les poussières intérieures
2. Réglementation européenne des substances chimiques
3. Réglementation et recommandation pour le plomb
4. Réglementation et recommandation pour les HAP et le BaP
5. Réglementation et recommandation pour les bisphénols
6. Réglementation et recommandation pour les retardateurs de flamme bromés
7. Réglementation et recommandation pour les phtalates
8. Réglementation et recommandation pour les composés perfluorés
Conclusion
Bibliographie
Webographie
Annexes

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