Hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP)

Population générale

Source d’exposition

Les sources de pollution par les HAP peuvent être classées en deux grandes catégories :

• Les sources d’émissions anthropogéniques (donc provoquées par l’humain) qui sont les principales contributrices à la pollution par les HAP. On peut les décomposer en quatre groupes : sources industrielles, trafics, domestiques et agricoles (Patel, 2020).
• Les sources d’émissions naturelles comme les éruptions volcaniques et les feux de forêt naturels sont quant à elles beaucoup moins importantes (Famiyeh, 2021 ; Patel, 2020),

De manière concrète, la combustion incomplète ou pyrolyse de matières organiques est la principale cause d’émissions de HAP. Elle advient de manière non intentionnelle dans diverses activités industrielles telles que l’incinération des déchets, la production de fer et d’acier, la production d’aluminium, la fabrication de ciment, la production de brai de goudron de houille, la fabrication de colorants, la fabrication de pneus en caoutchouc, la production de fongicides et d’insecticides, les gaz d’échappement des raffineries, la production d’électricité, et la gazéification du charbon (Patel, 2020).

Les phénomènes de combustion en jeu dans les moteurs d’avions, bateaux, trains ou encore les véhicules lourds (Patel, 2020) entrainent également des émissions de HAP.

Les sources d’émissions domestiques comprennent le brulage de déchets verts ou d’ordures, la cuisson sur des brûleurs à huile/gaz et des poêles à kérosène/bois, et d’autres formes de chauffage résidentiel (Gupte, 2016).

Les sources d’émissions agricoles sont le brûlage à ciel ouvert de la biomasse et le brûlage des déchets agricoles (Patel, 2020).

Il faut noter que la forte pollution par les HAP dans une zone rurale est principalement due à des sources domestiques et agricoles, tandis que dans une zone urbaine, elle est due à des sources industrielles, mobiles et domestiques. La concentration en HAP varie en fonction des saisons, elle est la plus élevée en hiver, suivie du printemps, de l’automne et de l’été. Le niveau élevé de HAP en hiver et au printemps a été attribué à la grande quantité de combustion incomplète de combustibles fossiles, au chauffage résidentiel élevé, à la photodégradation plus faible et à la mauvaise diffusion due aux conditions atmosphériques hivernales telles que les vents calmes et les basses températures (Miura, 2019).

Voies d’exposition

La population générale peut être exposée aux HAP par trois voies principales : l’inhalation, l’ingestion et le contact cutané.

Inhalation

Les principales sources de HAP dans l’air ambiant (intérieur et extérieur) comprennent le chauffage au bois, au charbon ou à d’autres biomasses (pétrole et au gaz), d’autres sources intérieures telles que la cuisson et la fumée de tabac, et des sources extérieures telles que les gaz d’échappement des véhicules à moteur (en particulier des moteurs diesel), les émissions industrielles et les incendies de forêt.

Les concentrations moyennes des différents HAP dans l’air ambiant des zones urbaines sont généralement comprises entre 1 et 30 ng/m³ (Baan, 2009).

En France, la directive 2004/107/CE du 15 décembre 2004, réglemente les concentrations de HAP dans l’air. Le seuil réglementaire est fixé à 1 ng/m³. Depuis 2020, plus de 95% des sites de mesures ont relevé des concentrations égales ou inférieur au seuil réglementaire (La pollution de l’air par les hydrocarbures aromatiques polycycliques).

Alimentation

Les aliments peuvent être contaminés par une accumulation de HAP dans la chaîne alimentaire, en raison de leurs propriétés lipophiles et de leur tendance à s’accumuler dans les tissus adipeux (Veyrand, 2013). Dans le cadre d’une étude française récente portant sur la cohorte E3N-générations (Étude épidémiologique auprès de femmes de la Mutuelle générale de l’Éducation nationale), il a été montré que les céréales et les produits céréaliers sont le groupe d’aliments (22.3%) qui contribue le plus à l’exposition alimentaire aux 4 HAP (somme de BaP, CHR, BaA, et BbF), suivis par les graisses et/ou les produits de la mer (14.9%) (Figure ci-dessous) (Marques, 2022). L’exposition aux 4 HAP est considérée comme le meilleur indicateur des niveaux totaux de contamination par les HAP dans les aliments.

Figure 1. Contribution des groupes d’aliments à l’apport alimentaire en 4 HAP (ng par jour) estimée selon le scénario de la limite inférieure dans la cohorte française E3N (Marques, 2022)

Contact cutané

La peau peut absorber des HAP lorsqu’elle se trouve en contact direct avec des produits contenant des poussières de HAP, ou au contact de matériaux en contenant.

En milieu professionnel

L’exposition professionnelle aux HAP se produit principalement par inhalation et par contact avec la peau. Les sources industrielles de HAP comprennent la liquéfaction et la gazéification du charbon, la production de coke, la distillation du goudron de houille, les toitures et le pavage, la production d’aluminium, la fabrication d’électrodes au carbone, le ramonage et les centrales électriques. Les niveaux d’exposition aux HAP les plus élevés (jusqu’à 100 μg/m³) ont été observés dans la production d’aluminium (Archibong, 2012 ; CIRC, 2010). Plusieurs de ces industries examinées par le CIRC ont été classées comme cancérogènes pour l’humain (CIRC, 2010).

Les pompiers sont exposés de manière intermittente à des mélanges complexes de polluants, incluant les HAP. Une récente revue systématique et une méta-analyse de la littérature conduite en 2022 pour estimer les niveaux de HAP hydroxylés urinaires (OHPAH) chez les pompiers, a démontré une augmentation des concentrations d’OHPAH jusqu’à 1,71 fois (P < 0,0001) après les activités d’incendie (Hwang, 2022). Les OHPAH sont des métabolites urinaires hydroxylés des HAP généralement utilisés comme outil de biosurveillance pour l’évaluation des risques liés à l’exposition aux HAP par des voies multiples (Hwang, 2022).

L’effet nocif des HAP sur la santé humaine dépend principalement de :

• La durée d’exposition ;
• La quantité (volume ou de la concentration) des HAP auxquels on est exposé ;
• La toxicité relative des HAP ;
• La voie d’exposition (inhalation, ingestion ou contact avec la peau).

Les HAP se trouvent généralement sous forme de mélanges complexes, ce qui rend difficile l’évaluation de leurs effets sur la santé. De plus, la plupart des études explorent les effets néfastes sur la santé de l’exposition professionnelle aux HAP. Cependant, la population générale est exposée aux HAP, principalement par le biais de l’alimentation et de l’inhalation.

Seize HAP sont considérés comme des polluants environnementaux prioritaires par l’agence américaine de protection de l’environnement en raison de leur toxicité potentielle pour l’humain et d’autres organismes, ainsi que de leur prévalence et de leur persistance dans l’environnement (US EPA) (Hussar, 2012). Ces 16 HAP incluent le naphtalène (NAP), l’acénaphtylène (ACY), l’acénaphtène (ACE), le fluorène (FLU), le phénanthrène (PHEN), l’anthracène (ANT), le fluoranthène (FLTH), le pyrène (PYR), le benzo[a]anthracène (BaA), le chrysène (CHR), benzo[b]fluoranthène (BbF), benzo[k]fluoranthène (BkF), benzo[a]pyrène (BaP), benzo[g,h,i]pérylène (DbahP), indeno[1,2,3-c,d]pyrène (IP) et dibenz[a,h]anthracène (DahA).

HAP et cancers

Parmi les HAP, le CIRC a classé le BaP comme cancérogène pour l’humain (Groupe 1), le CHR, le BaA et le BbF comme possiblement cancérogènes pour l’humain (Groupe 2B) (CIRC, 2010).

De nombreuses études expérimentales et épidémiologiques ont montré l’effet cancérigène des HAP. Certains HAP peuvent provoquer plusieurs altérations notamment génotoxique, épigénétique, immunotoxiques, pouvant conduire au développement de différents types de cancer (Malik, 2018 ; Rodgers, 2018). Il a été montré une augmentation significative de l’incidence des cancers de la peau, du poumon, de la vessie, du foie et de l’estomac, ainsi que des sarcomes chez les animaux (Vardoulakis, 2020). Les études épidémiologiques chez l’humain ont également montré que l’exposition aux HAP est associée à un risque accru de divers cancers notamment les cancers de la peau (mélanome), du poumon, de la vessie, du foie et de sein  (Jubber, 2023 ; Mallah, 2022 ; Rocha, 2021).

Dans le cadre du projet SYNERGY, une étude regroupant 14 études cas-témoins et visant à étudier l’association entre l’exposition professionnelle aux HAP et le risque de cancer du poumon, ainsi que les effets conjoints avec le tabagisme, un risque élevé de cancer du poumon associé à l’exposition aux HAP a été observé chez les deux sexes, en particulier pour les cancers à petites cellules et les cancers épidermoïdes. Cette étude a mis en évidence un effet conjoint entre l’exposition aux HAP et le tabagisme (Olsson, 2022).

Une étude récente réalisée chez les femmes de la cohorte française E3N-générations (+ de 75 000 femmes) a observé une association positive et statistiquement significative entre l’exposition alimentaire aux HAP (somme des 4 HAP : BaP, le CHR, le BaA et le BbF) et le risque de mortalité par cancer du poumon/trachée. Cette association était plus forte chez les fumeurs actuels que chez les anciens fumeurs et les personnes n’ayant jamais fumé (Marques, 2022).

Dans le cadre de notre étude cas-témoin nichée dans la cohorte E3N-générations « XENAIR » (Amadou, 2020), visant à évaluer les associations entre l’exposition individuelle aux 8 polluants de l’air et le risque de cancer du sein, nous avons trouvé un risque augmenté de cancer du sein associé à l’exposition au BaP. Dans cette étude incluant plus de 5 000 cas de cancers du sein et 5 000 témoins appariés, les estimations annuelles de l’exposition au BaP ont été évaluées à l’aide d’un modèle de chimie-transport (CHIMERE). Grâce aux adresses résidentielles géocodées des participants, nous avons attribués à chaque femme une exposition pour chaque année au cours de la période de suivi 1990-2011. Dans l’ensemble, l’exposition cumulée au BaP a été associée de manière significative à une augmentation du risque de cancer du sein de 15%. Le risque variait selon le statut ménopausique et le statut des récepteurs hormonaux du cancer du sein. Par exemple, l’exposition au BaP augmente le risque de cancer du sein de 20% chez les femmes exposées pendant leur transition ménopausique (c’est-à-dire les femmes pré ménopausées lors de l’inclusion dans la cohorte qui étaient devenues post ménopausées au moment du diagnostic du cancer du sein) (Amadou, 2021).

Récemment, une méta-analyse a montré que l’exposition professionnelle aux HAP est significativement associée au risque de cancer du sein, que l’exposition soit évaluée par des méthodes directes ou indirectes (Gamboa-Loira, 2022). Par ailleurs, dans une étude cas-témoins basée sur la population de Long Island (New York), il a observé une augmentation de 30 à 50 % de l’incidence de cancer du sein associée aux sources intérieures de HAP (le tabagisme, la consommation de viande grillée/fumée et l’utilisation du poêle/de la cheminée) (White, 2016).

HAP et autres maladies

En plus des cancers, les HAP peuvent avoir des effets nocifs sur plusieurs maladies. Les HAP ont des propriétés de perturbateurs endocriniens pouvant interférer avec les systèmes hormonaux du corps et causer des déséquilibres hormonaux. A cause de leurs effets perturbateurs endocriniens, les HAP peuvent induire des troubles de la fertilité féminine et du développement (Bolden, 2017). Des études ont montré que l’exposition prénatale aux HAP peut avoir des effets néfastes, particulièrement sur le développement du fœtus, avec un risque important de complications pendant la grossesse, ainsi que des problèmes de développement chez l’enfant (Li, 2017 ; Yilmaz, 2020).

Une exposition (inhalation) même à court-terme peut entrainer des troubles respiratoires, particulièrement des irritations des voies respiratoires, une aggravation de l’asthme et des maladies pulmonaires chroniques (Vardoulakis, 2020 ; Wen, 2023).

Plusieurs études ont montré que l’exposition, notamment à long terme aux HAP peut augmenter le risque de maladies cardiovasculaires, incluant les maladies cardiaques et les accidents vasculaires cérébraux (Mallah, 2022 ; Mirzababaei, 2022). Un effet négatif sur le système immunitaire a également été rapporté (Yu, 2022).

D’un point de vue politique et préventif, les HAP constituent un groupe important de polluants qui devraient faire l’objet d’une plus grande attention dans le cadre de la pollution de l’air, en particulier celle due à la combustion, et ainsi que pour la contamination alimentaire.

Cependant, du fait des voies d’exposition multiples, une approche intégrée pour estimer la dose systémique, appelée « biosurveillance », est généralement utilisée. C’est pourquoi, les métabolites urinaires hydroxylés des HAP sont généralement utilisés comme outil de biosurveillance pour l’évaluation des risques liés à l’exposition aux HAP par des voies multiples (Hwang, 2022). De plus, les HAP sont présents dans l’air intérieur sous forme de mélanges complexes, dont la composition peut varier d’un site à l’autre. Les données expérimentales sur le métabolisme, l’expression génétique et les adduits à l’ADN suggèrent que les interactions entre les HAP dans les mélanges peuvent être complexes et hautement imprévisibles pour diverses compositions de HAP (inhibitrices, additives, et synergiques).

Compte tenu des difficultés liées à la mise en œuvre des lignes directrices pour les mélanges de HAP, le BaP a été considéré comme le meilleur composé indicateur unique (OMS 2021). En effet, sa toxicité est la mieux connue, et le BaP a été largement utilisé comme composé indicateur de l’exposition dans les études épidémiologiques. Par exemple, une évaluation de la toxicité relative des concentrations de HAP mesurées en 2019 a montré que le BaP était responsable à lui seul d’environ 58 % de la toxicité des HAP (OMS 2021). La réduction de l’exposition au BaP peut donc permettre de réduire l’incidence de plusieurs cancers, mais également de diminuer le risque d’autres effets nocifs sur la santé associés aux HAP.

Dans la directive 2004/107/CE (quatrième directive fille), l’UE a fixé une valeur cible pour les HAP pour la protection de la santé humaine (Benzo(a)pyrene – Annual target value for the protection of human health — European Environment Agency). L’objectif de cette directive est défini en termes de concentration de BaP, avec une valeur moyenne annuelle du BaP ne devant pas dépasser 1ng/m³. La valeur cible est rentré en vigueur le 31/12/2012.

Par ailleurs, la nouvelle directive européenne sur l’eau potable (UE) 2020/2184 définit des limites maximales pour un large éventail de contaminants chimiques, dont les HAP (EUR-Lex – 32020L2184 – EN – EUR-Lex). Selon cette directive, la somme du benzo(b)fluoranthène, du benzo(k)fluoranthène, du benzo(ghi)pérylène et de l’indéno(1,2,3-cd)pyrène ne doit pas dépasser 0,10 μg/l. En outre, la quantité de benzo(a)pyrène ne doit pas dépasser 0,01 μg/l.

Le Protocole d’Aarhus (ou « Protocole POP »), adopté le 25 juin 1998 dans le cadre de la Convention de Genève sur la pollution transfrontalière longue distance sous l’égide de la Commission Économique pour l’Europe des Nations unies (CEE-NU ou UNECE), était entré en vigueur le 23 octobre 2003 et a été amendé en 2009. Ce protocole oblige les Parties à réduire leurs émissions de dioxines, furannes, HAP et hexachlorobenzène (HCB) en deçà de leurs niveaux de 1990 (United Nations Treaty Collection).

En France, pour les rejets de HAP, la limite d’émission est de moins de 45,6 tonnes par an (Robert, 2020). En 2018, les émissions totales de HAP étaient de 16,2 tonnes, soit une diminution de plus de 65% par rapport aux rejets de l’année 1990 (Figure ci-dessous).

Figure 2. Evolution des émissions de HAP de 1990 à 2019 pour la France métropolitaine (en tonne). Source : Robert 2020

Une étude récente publiée en 2023 démontre que l’exposition aux HAP pourrait augmenter de manière significative le risque de développer une polyarthrite rhumatoïde, que l’on soit fumeur ou non. Les auteurs ont déclaré que ces résultats confirmaient et élargissaient les preuves limitées de la relation entre les HAP et la polyarthrite rhumatoïde (Robinson, 2023).

Les chercheurs ont également analysé si la charge corporelle en HAP jouait un rôle de médiateur dans la relation entre le tabagisme et la polyarthrite rhumatoïde. Ils ont constaté que le tabagisme était associé à la polyarthrite rhumatoïde, tout comme la charge corporelle en HAP, et que la charge corporelle en HAP était toujours associée à la polyarthrite rhumatoïde après ajustement pour le tabagisme. À partir de là, les auteurs ont estimé que la charge corporelle due aux HAP jouait un rôle de médiateur dans près de 90 % de l’effet total du tabagisme sur la polyarthrite rhumatoïde.

Les auteurs ont conclu qu’il s’agissait de la première étude montrant que les HAP expliquent non seulement la majorité de la relation entre le tabagisme et la polyarthrite rhumatoïde, mais qu’ils contribuent également de manière indépendante à la polyarthrite rhumatoïde.

Une étude visant à évaluer l’association entre l’exposition aux HAP alimentaires et le risque de cancer du sein dans la cohorte française E3N est actuellement en cours au sein du Département Prevention Cancer Environnement du Centre Léon Bérard (Amadou). L’étude porte sur près de 68 000 femmes qui ont répondu à un questionnaire semi-quantitatif validé sur la fréquence alimentaire de 208 aliments en 1993 (Clavel-Chapelon and for the E3N Study Group, 2015). Parmi ces femmes, plus de 5 500 cas de cancer du sein ont été diagnostiqués au cours du suivi (juin 1993 à novembre 2014).

Les niveaux de contamination des aliments par les HAP proviennent de la deuxième étude française sur l’alimentation totale (EAT2) menée par l’Anses (Anses, 2011), dont l’objectif principal est d’évaluer les niveaux d’exposition aux composés chimiques présents dans les aliments couramment consommés de la population française.

Pour estimer l’exposition alimentaire aux HAP des femmes de l’étude E3N, la base de données E3N sur la consommation alimentaire (Clavel-Chapelon and for the E3N Study Group, 2015) et la base de données Anses sur les contaminants alimentaires ont été combinées pour obtenir une base de données E3N-TDS2, en créant un code commun entre les aliments rapportés dans le TDS2 et ceux des bases de données E3N sur les questionnaires alimentaires (Mancini, 2020). Pour chaque femme de la cohorte prospective E3N, l’apport alimentaire en HAP (ng/jour) a été calculé comme suit : i_a = ∑q_af x c_f

• i_a est l’apport alimentaire en HAP de l’individu a (ng/jour)
• q_af est la quantité d’aliment f consommée par l’individu a (g d’aliment/jour)
• c_f est le niveau de contamination par les HAP de l’aliment f (ng/g d’aliment).

Dans cette étude, l’exposition aux 4 HAP (somme de BaP, CHR, BaA, et BbF), considérée comme meilleur indicateur des niveaux totaux de contamination par les HAP dans les aliments, est utilisée comme variable d’exposition principale.

Les résultats préliminaires montrent un apport alimentaire médian des 4 HAP estimé à 66,2 ng/jour, avec une exposition minimale et maximale de 2,5 et 511,6 ng/jour, respectivement. Le CHR (45,4 %) est le HAP qui contribue majoritairement à l’apport alimentaire en 4 HAP, suivi par le BaA (22,5 %) et le BbF (20,6 %), tandis que le BaP représente seulement 11,7 %.

Figure 3. Proportion (%) de chaque HAP dans l’apport alimentaire en 4 HAP (en ng par jour) estimée selon le scénario de la limite inférieure, dans l’étude de cohorte française E3N, 1993-2014.

Il y’a une forte corrélation entre les 4 HAP, avec des coefficients de corrélation variant de 0.61 à 0.94.

Total HAP_int= somme des 20 HAP, C : coefficients de corrélation

Figure 4. Matrice de corrélation entre l’apport alimentaire en HAP (en ng par jour) estimé selon le scénario de la limite inférieure, dans l’étude de cohorte française E3N, 1993-2014Les autres analyses d’association entre les 4 HAP et le risque de cancer du sein sont actuellement en cours.