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Impact des stratégies de post-traitement et des biocarburants sur la mutagénicité des émissions de moteurs diesel

V. André, C. Barraud, D. Preterre, F. Cazier, J.-P. Morin et F. Sichel

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Résumé

Ce travail a pour objectif principal d’évaluer, au moyen du test d’Ames, la mutagénicité de la phase particulaire et de l’aérosol complet générés par le fonctionnement d’un moteur turbo-diesel représentatif du parc automobile français en circulation en 2011 (norme Euro 3). La mutagénicité des produits de combustion obtenus a été comparée pour trois types de gazoles : un gazole standard (GO) et deux gazoles additivés à 7 % (G7) et 30 % (G30) d’esters méthyliques de colza. Les résultats de l’étude montrent que si la mutagénicité de la phase particulaire est principalement associée aux nitro-aromatiques adsorbés, celle de l’aérosol complet impliquerait essentiellement des composés de la phase gazeuse tels que des aldéhydes et les NOx. L’impact de systèmes de post-traitement (catalyseur d’oxydation et filtre à particule) sur la mutagénicité des effluents émis est également examiné. Il est montré que ces dispositifs de dépollution s’avèrent efficaces (particulièrement le catalyseur d’oxydation) pour réduire, voire abolir, la mutagénicité des émissions de moteurs diesel. Ce travail met en évidence tout l’intérêt qu’il y a d’opérer avec l’aérosol complet pour les expositions réalisées dans le cadre des tests d’Ames.

Entrées d'index

Mots-clés : mutagénicité, gazole, biocarburants, particules, aérosols, nitro-HAPs, NOx, systèmes de dépollution

Texte intégral

Introduction

La pollution atmosphérique est un facteur étiologique majeur des pathologies respiratoires parmi lesquelles figurent en premier lieu l’asthme et les BPCO mais aussi les cancers broncho-pulmonaires. La pollution atmosphérique dans son ensemble, mais aussi plus spécifiquement les matières particulaires atmosphériques, ont été récemment reclassées dans le groupe 1 par l’IARC, correspondant aux cancérogènes avérés pour l’homme (IARC, 2013). La pollution atmosphérique liée au trafic automobile est une des principales sources d’agents polluants en milieu urbain. En France, plus de 50 % du parc automobile est équipé de moteurs diesel, et l’on peut donc considérer que les émissions liées à la combustion de carburants par ces moteurs contribuent majoritairement à la pollution atmosphérique en milieu urbain. Les échappements des moteurs diesel seraient ainsi responsables de la présence de plus de 50 % des particules PM10 et contribueraient de façon encore plus significative à la fraction particulaire fine (PM2,5) et ultra-fine (PM0,1). Ces deux dernières catégories de particules peuvent pénétrer et se déposer dans le poumon profond. Elles peuvent ainsi servir de transporteur à des composés chimiques issus des processus de combustion tels que les HAPs et les nitro-HAPs qui s’adsorbent à la surface des particules avant d’être potentiellement libérés dans le tissu pulmonaire, en fonction de leur biodisponibilité. La phase gazeuse émise contient, elle aussi, des composés au potentiel toxique et/ou génotoxique reconnu, tels que les COV incluant des HAPs volatils et semi-volatils, des aldéhydes, du monoxyde de carbone ou des oxydes d’azote (NOx). Mais globalement, l’impact génotoxique de cette phase gazeuse n’a été que peu étudiée, car plus complexe à aborder d’un point de vue méthodologique. Toutefois, les émissions de moteurs diesel dans leur globalité sont, elles aussi, classées dans le groupe 1 de l’IARC.

Compte tenu de cette toxicité respiratoire et de la mise en place de normes visant à limiter les émissions de polluants en sortie moteur, des systèmes de post-traitement équipent les véhicules diesel actuellement mis sur le marché. Il s’agit de catalyseurs d’oxydation (CatOx) et/ou de filtres à particules (FAP) qui ont pour effet de diminuer la quantité de particules émises, mais aussi de modifier le contenu des aérosols, sans que les conséquences en termes d’impact toxicologique ne soient bien évaluées. Par ailleurs, la raréfaction des carburants fossiles conduit à l'introduction de composés hydrogénés d’origine végétale dans le gazole, sans que, là encore, les conséquences qualitatives et quantitatives sur les émissions issues de leur combustion ne soient pleinement évaluées. Un effet pro-oxydant ainsi qu’une génotoxicité majorés ont déjà été rapportés par divers auteurs (Le Prieur et al., 2000 ; Bünger et al., 2000 ; 2006 ; 2007). Toutefois, la plupart de ces données résultent de conditions d’exposition peu réalistes, car utilisant des extraits organiques préparés à partir de la fraction particulaire, après exposition conventionnelle en milieu liquide. Les concentrations de polluants sont donc beaucoup plus importantes qu’en conditions environnementales et ne tiennent absolument pas compte de la biodisponibilité de divers composés.

Le travail présenté vise donc à comparer la mutagénicité de la phase particulaire et de l’aérosol complet obtenus par combustion de trois types de gazoles : un gazole standard (GO) et deux gazoles additivés à 7 % (G7) et 30 % (G30) d’esters méthyliques de colza (EMC), ce qui correspond respectivement aux carburants commercialisés au début de cette étude et aux biocarburants utilisés sur certaines flottes de véhicules professionnels. La mutagénicité est évaluée au moyen du test d’Ames, vis-à-vis de trois souches de Salmonella typhimurium TA98, YG1041 et TA102. Les particules natives sont testées sans extraction préalable selon le protocole classique avec pré-incubation (André et al., 2011), tandis que pour les aérosols complets, une adaptation de ce protocole a été réalisée, afin de pouvoir tenir compte de l’effet simultané de la phase particulaire et de la phase gazeuse. Dans ce cas, le système d’exposition est relié, via un système de dilution intermédiaire, aux émissions en sortie moteur (P1). L’impact des systèmes de dépollution est également pris en compte, par dérivation de l’aérosol, soit après le CatOx (P2), soit après le FAP (P3).

Matériels et méthodes

Production et recueil des particules

Un moteur turbo-diesel 2L à injection directe, représentatif du parc automobile français (Norme Euro 3), est placé sur banc moteur (CERTAM, St-Étienne-du-Rouvray, France). Le régime moteur appliqué correspond aux parties urbaines du cycle ARTEMIS afin de mimer les conditions de production des émissions en milieu urbain. Le gazole standard (référence B71 1821 GO) est un carburant de référence contenant moins de 10 ppm de soufre. Les deux biocarburants sont des gazoles additivés à respectivement 7 % (référence EU6 DVPT B7) et 30 % (référence B71 1891 GO) d’EMC. Les particules émises lors de la combustion sont piégées et récupérées soit directement en sortie moteur (P1), soit après le CatOx (P2).

Analyse chimique des particules

L’extraction des composés adsorbés sur les particules est réalisée à partir de 200 mg de particules placées dans un soxhlet avec 100 mL de dichlorométhane durant 24 heures. L’extrait est ensuite concentré par évaporation sous courant d’azote et analysé par GC/MS (modèle VARIAN 1200 TQ). La limite de quantification (LQ) est de 0,1 µg/g de particules.

Colonne

Factor 4 VF-5MS 30 m, 0,25 mm i.d., 0,25 µm film

Gaz vecteur

Hélium

Pression en tête de colonne

8 psi

Gamme de détection

50-800 u.m.a.

Énergie d’ionisation

70 eV

Température du détecteur

40 °C

Température du ionisateur

300 °C

Température de la ligne de transfert

320 °C

Température de l’injecteur

295 °C

Température initiale

70 °C(2 min)

Tableau 1. Conditions d’analyse par chromatographie en phase gazeuse couplée à la spectrométrie de masse (CG-MS).

L’identification des hydrocarbures est basée sur la comparaison des temps de rétention caractérisant les différents pics chromatographiques, avec ceux obtenus à partir de mélanges de standards, ainsi que sur la comparaison des spectres de masse issus de la banque de données NIST et/ou WILEY.

Mutagénicité des particules (mutagénicité off line)

Les particules sont remises en suspension dans le diméthylsulfoxyde (DMSO) à des concentrations variant de 5 à 75 µg/boîte. La mutagénicité est évaluée au moyen du test d’Ames (Salmonella typhimurium), vis-à-vis des souches TA98, YG1041 et TA102, sans et avec addition de la fraction S9mix préparée avec 5 % de S9 de foie de rat, obtenu après induction enzymatique à l’Aroclor (Moltox, Trinova Biochem, Giessen, Allemagne). Le protocole utilisé intègre une période de pré-incubation d’une heure sous agitation à 37 °C de volumes réduits de réactifs (10 µL de suspension de particules, 100 µL de bouillon de S. typhimurium et 100 µL de S9mix ou de tampon phosphate pour les conditions sans S9mix), avant l’étalement sur les boîtes de Pétri contenant le milieu minimal sélectif des révertants (André et al., 2011). Après 48 h d’incubation à 37 °C, le nombre de colonies révertantes est compté automatiquement (Logiciel Ames, Noesis, France). Pour chaque échantillon, trois concentrations sont testées (5 ; 25 et 75 µg/boîte) en triplicat pour chaque condition, et au travers d’au moins deux expériences indépendantes. La toxicité est évaluée par l’observation au microscope de la densité de la pousse de fond bactérienne, correspondant aux bactéries restées auxotrophes pour l’histidine.

Les Taux de Révertants Spontanés (TRS, exprimés en nombre moyen de révertants par boîte) varient selon les expérimentations de 20 ± 1 à 23 ± 3 pour la souche TA98 sans S9mix, et de 15 ± 3 à 30 ± 9 pour les conditions avec S9mix ; de 57 ± 1 à 78 ± 9 pour la souche YG1041 sans S9mix, et de 49 ± 1 à 72 ± 9 pour les conditions avec S9mix ; de 391 ± 6 à 447 ± 11 pour la souche TA102 sans S9mix, et de 331 ± 19 à 447 ± 11 pour les conditions avec S9mix. Les composés utilisés comme témoins positifs sont, pour la TA98, le 2-nitrofluorène à 2,5 µg/boîte, et le 2-aminofluorène à 0,5 µg/boîte, respectivement pour les conditions sans S9mix et avec S9mix ; pour la YG1041, le 2‑nitrofluorène à 1,25 µg/boîte et le 2-aminofluorène à 0,1 µg/boîte, respectivement pour les conditions sans S9mix et avec S9mix, et pour la souche TA102, le terbutylhydroperoxyde à 2 µmol/bte pour les conditions sans S9mix.

Mutagénicité des aérosols complets (mutagénicité on line)

Le protocole du test d’Ames a été adapté au dispositif d’exposition en flux continu (on line) spécifiquement mis au point et requérant l’utilisation de plaques 6 puits (Morin et al., 2008). Afin de permettre l’interaction avec la phase gazeuse de l’aérosol, les bactéries ont été étalées à la surface de la gélose et non plus incluses dans une fine couche d’agar selon le protocole classiquement utilisé. De ce fait, les traces d’histidine et de biotine nécessaires au déroulement de quelques cycles de multiplication ont été soit ajoutées dans le milieu gélosé, soit étalées à la surface de la gélose, avec le bouillon bactérien. Ainsi, pour les souches TA98 et YG1041, la solution d’histidine+biotine (0,5mM) a été ajoutée au milieu gélosé (milieu Vogel Bonner E ou VBE) à raison de 2,5 mL pour 100 mL de VBE. Le VBE est ensuite distribué dans les plaques 6 puits, à raison de 8 mL/puits. Puis, le bouillon bactérien (12 h de culture) est étalé à la surface de la gélose à raison de 50 µL pour la souche TA98 et de 40 µL pour la souche YG1041. Pour la souche TA102, le VBE est distribué dans les puits, puis après refroidissement et prise en masse, la solution d’histidine et de biotine (7,5 µL) ainsi que le bouillon bactérien (25 µL) sont étalés en surface.

Image1

Figure 1. Système d’exposition on line permettant l’exposition simultanée de 4 plaques 6 puits (1 plaque par souche de S. typhimurium ; chaque condition est donc évaluée en 6 exemplaires) à un flux continu d’aérosol préalablement dilué à 5 % ou à 10 % de la concentration initiale en sortie moteur. Ce dispositif est placé dans une chambre d’incubation thermostatée à 37 °C durant les 5 heures d’exposition (d’après Morin et al., 2008).

Les plaques 6 puits ainsi préparées sont alors pré-incubées durant 4 heures à 37 °C afin d’amener les bactéries en phase de croissance. Les plaques sont ensuite placées dans le dispositif spécifiquement adapté à l’exposition à l’aérosol délivré en flux continu (figure 1). L’aérosol généré par le moteur pour chacun des carburants est dérivé en 3 points distincts : directement en sortie moteur (P1), après le CatOx (P2) et après le FAP (P3). Le flux d’aérosols est tout d’abord dilué d’un facteur 10 par un dispositif préleveur diluteur de type « Fine Particle Sampler » (FPS, Dekati, Finlande) fonctionnant sur le principe de Venturi, avant de subir une seconde dilution avec de l’air stérile additionné de 5 % de CO2.

Au final, les bactéries sont exposées à des aérosols correspondant respectivement à 5 % et 10 % du flux initial obtenu en sortie moteur. La durée d’exposition est de 5 heures en flux continu, durant lesquelles le dispositif est maintenu dans une enceinte à 37 °C. Aucune perte de viabilité apparente n’est observée pour les plaques correspondant aux TRS (exposition à de l’air stérile additionné de 5 % de CO2). Après 48 heures d’incubation à 37 °C, les colonies de révertants sont dénombrées manuellement. Chaque condition expérimentale est évaluée en 6 exemplaires (1 plaque 6 puits) et au travers d’au moins 2 expériences indépendantes. Seules les conditions sans S9mix ont pu être réalisées en mode d’exposition on line, compte tenu des 4 heures de pré-incubation et de la faible stabilité du S9mix à 37 °C.

Les TRS (exprimés en nombre moyen de révertants par boîte) varient selon les expérimentations de 10 ± 3 à 29 ± 7 pour la souche TA98 ; de 37 ± 9 à 60 ± 11 pour la souche YG1041 ; de 52 ± 8 à 74 ± 13 pour la souche TA102.

Ce protocole d’exposition a été préalablement validé avec un génotoxique gazeux vis-à-vis de la souche TA98 sans S9mix, en utilisant un courant de NO2 dilué à 5 ppm durant 1 heure sous un flux de 2L/min. Le ratio (révertants induits/révertants spontanés) obtenu était de 3,8.

Analyses statistiques

Les analyses statistiques ont été effectuées sur l’ensemble de données brutes (nombre de colonies pour chaque boîte), au moyen d’un test de Dunnett unilatéral et d’une analyse de variance (Anova), réalisés selon une procédure Sas glm.

Afin de simplifier la présentation des résultats, seuls les rapports d’induction calculés (moyenne des révertants induits/moyenne des révertants spontanés ou TRS) sont présentés dans les tableaux 3 et 4. Les rapports correspondant à une mutagénicité significative sont indiqués en gras.

Résultats

Quantification de HAP identifiés

Les particules récupérées suite à la combustion des trois carburants ont fait l’objet d’une analyse chimique. Les seize HAPs figurant sur la liste prioritaire de l’EPA ont été recherchés et quantifiés (tableau 2). Seuls le naphtalène, le phénanthrène, l’anthracène, le fluoranthène et le pyrène sont retrouvés dans l’extrait organique. Le phénanthrène est le composé le plus abondant à la surface des particules natives (P1, en sortie moteur). La quantité totale de HAPs est notablement réduite sur les particules récupérées après le CatOx (P2), avec une diminution plus marquée pour les particules issues du GO (diminution d’un facteur 3), comparée aux biocarburants (diminution d’un facteur 1,9 et 1,2 respectivement pour le G7 et le G30). Le contenu résiduel en HAPs après passage au travers du CatOx semble donc augmenter avec le pourcentage d’EMC. Le naphtalène contribue particulièrement à cette augmentation puisque sa concentration est augmentée d’un facteur 2,5 (G7) à 6 (G30), ce qui contraste notablement avec le comportement des autres HAPs qui sont partiellement ou totalement éliminés par le CatOx.

HAPs

P1 (sans CatOx)

P2 (après CatOx)

GO

G7

G30

GO

G7

G30

Naphtalène

0,147

0,048

0,177

0,140

0,297

0,313

Phenanthrène

0,271

0,411

0,287

0,049

0,057

0,097

Anthracène

0,027

0,026

0,041

nd

0,006

0,010

Fluoranthène

0,076

0,069

0,076

nd

nd

0,021

Pyrène

0,130

0,154

0,147

nd

nd

0,012

Total

0,652

0,709

0,728

0,193

0,368

0,452

Tableau 2. Contenu en HAPs (µg/m3 d’échappement) adsorbés à la surface des particules émises lors de la combustion de trois carburants (gazole standard GO, gazoles additivés d’esters méthyliques de Colza à 7 % (G7) et à 30 % (G30)). Les particules ont été récupérées soit directement en sortie moteur (P1) soit après passage au travers d’un catalyseur d’oxydation (CatOx) (P2) (nd = non détecté).

D’autres composés incluant le méthyl- et le diméthyl-naphtalène, le biphenyle, la 9H-fluorènone, la 1H-phénalenone et le 2-naphtalenecarboxaldéhyde ont été détectés mais non quantifiés, ainsi que des alcanes linéaires (C11 à C31). Enfin, les esters méthyliques de l’acide 9-octadécénoïque et de l’acide octadécanoïque, ou encore de l’acide hexadécanoïque sont retrouvés dans les extraits préparés à partir de G30 et dans une moindre mesure à partir de G7.

Mutagénicité off line

Après remise en suspension dans le DMSO, seules les particules collectées en P1 présentent une mutagénicité significative, d’intensité variable selon les souches de Salmonella typhimurium utilisées (tableau 3).

Ainsi, vis-à-vis de la souche TA98, une réponse significative est obtenue en l’absence de S9mix à la plus forte concentration testée (75 µg/boîte) pour les 3 carburants, ainsi qu’à la concentration intermédiaire pour le G30. L’ajout de S9mix diminue significativement les réponses observées, et seuls les biocarburants présentent encore un effet en limite de significativité, et à la plus forte dose testée.

La mutagénicité est notablement renforcée vis-à-vis de la souche YG1041, puisqu’une réponse significative est observée à toutes les doses testées sans S9mix (effet dose-réponse), se traduisant, pour le G7, par un effet bactéricide associé à la plus forte dose. En présence de S9mix, une mutagénicité reste apparente pour les 3 carburants, bien que d’intensité significativement plus faible. Par ailleurs, la mutagénicité vis-à-vis de la souche YG1041 est renforcée pour les particules issues des biocarburants, comparée à celle évaluée pour le GO. Le G7 présenterait une mutagénicité directe supérieure au G30.

À l’inverse, aucune mutagénicité particulaire n’a été décelée vis-à-vis de la souche TA102.

TA98

Gazole

GO

G7

G30

(µg/boîte)

(5)

(25)

(75)

(5)

(25)

(75)

(5)

(25)

(75)

P1

- S9

1.2

1.2

2.1***

1.1

1.4

2.2**

1.0

1.9**

1.9**

+ S9

1.2

1.1

1.1

0.9

0.9

1.5*

1.3

1.1

1.7*

P2

- S9

1.0

1.2

1.5

0.9

0.9

1.1

0.8

1.0

1.1

+ S9

1.0

1.2

1.4

0.8

0.8

0.9

1.4

1.2

1.0

YG1041

Gazole

GO

G7

G30

(µg/boîte)

(5)

(25)

(75)

(5)

(25)

(75)

(5)

(25)

(75)

P1

- S9

1.6**

3.1***

6.4***

3.2***

8.7***

(T)

2.0***

4.5***

8.2***

+ S9

1.1

1.6**

3.2***

1.4*

2.7***

6.2***

1.3

3.3***

6.6***

P2

- S9

0.8

1.0

0.8

1.1

1.0

1.0

0.9

1.2

1.2

+ S9

1.0

1.0

1.1

0.8

0.8

0.9

0.9

0.9

1.2

TA102

Gazole

GO

G7

G30

(µg/boîte)

(5)

(25)

(75)

(5)

(25)

(75)

(5)

(25)

(75)

P1

- S9

1.1

1.0

1.0

1.0

0.8

1.1

1.0

1.0

1.0

+ S9

1.2

1.2

1.2

1.1

1.1

1.1

1.0

1.0

1.0

P2

- S9

1.1

1.0

1.0

1.0

0.9

1.0

1.0

1.1

1.0

+ S9

1.0

0.9

1.0

1.0

1.0

1.0

1.0

1.0

1.1

Tableau 3. Mutagénicité des particules remises en suspension dans le DMSO (mode d’exposition off line) exprimée par le rapport nombre de révertants induits/nombre de révertants spontanés. Les particules émises lors de la combustion de trois carburants de type gazole (gazole standard GO, gazoles additivés d’esters méthyliques de Colza à 7 % (G7) et à 30 % (G30)) ont été récupérées soit directement en sortie moteur (P1) soit après passage au travers d’un catalyseur d’oxydation (P2). Elles ont été testées à 3 concentrations 5, 25 et 75 µg particules/boîte, vis-à-vis des souches Salmonella typhimurium TA98, YG1041 et TA102, sans (-S9) et avec (+S9) addition de S9mix.
***p < 0,0001 ; **p < 0,001 ; *p < 0,05

Mutagénicité on line

Les aérosols complets (associant les phases particulaire et gazeuse) et natifs (prélevés en P1) issus de la combustion des trois carburants, sont mutagènes vis-à-vis de la souche TA98 (tableau 4). Cette mutagénicité s’accompagne d’un effet dose-réponse. Le GO, qui fournissait la réponse la plus intense en P1, est le seul carburant induisant encore une réponse significative après le CatOx (P2), même si celle-ci est diminuée. Les aérosols dérivés en sortie de FAP (P3) ne sont plus mutagènes.

Vis-à-vis de la souche YG1041, seules des réponses en limite de significativité ont été observées avec les biocarburants et généralement à la plus forte concentration. Enfin, vis-à-vis de la souche TA102, quelques réponses faibles ont été observées aux différents points de prélèvement, là encore essentiellement avec les biocarburants. Il convient néanmoins de souligner l’effet bactéricide récurrent des 3 aérosols dérivés en P1 à 10 %, mais également en P2 pour le G7 et aux deux concentrations testées. Une mutagénicité significative est obtenue en P2 et en P3 pour le G30, à la plus forte dose.

TA98

Gazole

GO

G7

G30

concentration

5%

10%

5%

10%

5%

10%

- S9mix

P1

2.1

3.2

2.1

2.6

1.5

1.8

P2

1.9

2.4

1.5

1.1

1.3

1.5

P3

0.9

1.2

1.1

1.8

1.1

1.1

YG1041

Gazole

GO

G7

G30

concentration

5%

10%

5%

10%

5%

10%

- S9mix

P1

1.2

1.2

1.3

1.3

1.2

1.4

P2

1.0

1.3

1.2

1.3

1.1

1.2

P3

1.0

1.2

1.1

1.3

1.3

1.3

TA102

Gazole

GO

G7

G30

concentration

5%

10%

5%

10%

5%

10%

- S9mix

P1

1.0

(T)

1.3

(T)

1.1

(T)

P2

1.0

1.1

(T)

(T)

0.9

1.5

P3

0.8

0.8

1.2

1.3

1.0

1.4

Tableau 4. Mutagénicité des aérosols complets (mode d’exposition on line) exprimée par le rapport nombre de révertants induits/nombre de révertants spontanés. Les aérosols ont été émis lors de la combustion de trois carburants : gazole standard GO, gazoles additivés d’esters méthyliques de colza à 7 % (G7) et à 30 % (G30). Les aérosols sont dérivés soit directement en sortie moteur (P1), soit après passage au travers d’un catalyseur d’oxydation (P2), soit après passage au travers du filtre à particules (P3). Les aérosols ont été testés à 5 % et 10 % de la concentration initialement émise en sortie moteur, vis-à-vis des souches Salmonella typhimurium TA98, YG1041 et TA102, sans addition de S9mix.

Discussion

L’objectif principal de ce travail est de comparer la mutagénicité des produits issus de la combustion de carburants de type gazole, en appliquant le test d’Ames selon deux protocoles :

- un protocole classique, utilisant uniquement la fraction particulaire remise en suspension dans un solvant de type DMSO, et incluse dans une surcouche d’agar ;

- un protocole original optimisé au laboratoire, visant à se rapprocher de conditions plus réalistes d’exposition, et prenant en compte l’aérosol généré dans sa globalité (phase particulaire associée à la phase gazeuse). Pour ce faire, le protocole initial a été adapté au système d’exposition développé au sein du laboratoire (Morin et al., 2008) permettant d’évaluer la toxicité d’un flux continu d’aérosol durant cinq heures d’exposition.

Trois carburants ont été utilisés : un gazole standard (GO) et deux gazoles additivés respectivement à 7 % et 30 % d’esters méthyliques de colza, représentant les normes actuelles (G7) et potentiellement à venir (G30) d’additivation. Ce dernier carburant est par ailleurs déjà utilisé sur une flotte restreinte de véhicules utilitaires.

Le second objectif est d’évaluer l’impact des techniques de dépollution CatOx et FAP utilisées sur les véhicules équipés de moteurs diesel, sur la mutagénicité des particules et des aérosols émis.

Ces données seront également discutées en regard de la littérature assez abondante sur ce sujet, mais qui, dans la très grande majorité des cas, résulte d’une évaluation réalisée à partir d’extraits organiques préparés à partir de la seule fraction particulaire, et en appliquant la méthode classique du test d’Ames.

De la présente étude, il apparaît clairement que le profil mutationnel obtenu à partir des particules seules remises en suspension diffère qualitativement et quantitativement de celui relevé avec les aérosols totaux.

Ainsi, les principaux contributeurs à la mutagénicité des particules sont des composés nitro-aromatiques, puisque la réponse maximale est obtenue vis-à-vis de la souche YG1041 en l’absence de S9mix. En effet, cette souche est particulièrement sensible aux composés susceptibles de former des adduits encombrants à l’ADN (tels que les composés aromatiques), et de plus présente la caractéristique de surexprimer des nitroréductases et des O-acétyltransférases qui interviennent dans les voies d’activation métabolique des composés nitrés et aminés. En l’absence de S9mix, la réponse mutagène est donc essentiellement imputable à des dérivés nitro-aromatiques. De plus, cette réponse est diminuée après ajout de S9mix, ce qui est un comportement typique de cette classe de composés. À l’inverse, une augmentation très significative de la mutagénicité en présence de S9mix signerait la présence d’amines aromatiques, ce qui n’a pas été observé dans le cas présent. De nombreux auteurs ont déjà rapporté une contribution essentielle des nitro-HAPs (Rosenkranz , 1996 ; Arlt, 2005 ; Heeb et al., 2010 ; Hu et al., 2013 ; Westphal et al., 2013), mais le plus souvent évaluée à partir d’extraits organiques et non à partir des particules directement remises en suspension. Ces nouvelles données démontrent donc une certaine biodisponibilité de ces composés nitro-aromatiques, puisqu’ils peuvent se désorber de la surface des particules, et exercer une mutagénicité dès lors qu’ils sont bioactivés par les enzymes bactériennes. En revanche, leur métabolisation par les enzymes du S9mix, et en particulier par des CYP, diminue significativement leur génotoxicité sans toutefois l’abolir.

Ce travail montre également que les HAPs ne contribuent que peu ou pas à la mutagénicité particulaire observée, puisque les réponses obtenues vis-à-vis de la souche TA98 en présence de S9mix restent à la limite de la significativité, alors qu’il s’agit des conditions optimales pour détecter une mutagénicité liée à cette famille de composés. Les réponses observées vis-à-vis de la souche TA98 en l’absence de S9mix peuvent être également attribuées aux nitro-HAPs, avec une intensité mutagène plus faible comparée à la YG1041, compte tenu des niveaux d’expression respectifs des nitroréductases bactériennes dans ces deux souches.

Les dérivés nitro-aromatiques étant finalement à la fois plus polaires et plus mutagènes que leurs précurseurs HAPs, ils présentent une meilleure biodisponibilité et contribuent de façon majeure à la mutagénicité particulaire observée. Il est par ailleurs à noter que les quantités de fluoranthène, de pyrène et de phénanthrène retrouvées à la surface des particules sont 17 à 30 fois inférieures à celles mesurées sur des particules diesel de références type SRM1650 (Müller et al., 2004). De plus, le B[a]P et le benz[a]anthracène, qui figurent parmi les HAPs les plus lourds et les plus génotoxiques, ne sont pas retrouvés dans la présente étude. Dans une synthèse récente, Bünger et al. (2012) souligne que la diminution du contenu en soufre dans les carburants actuels (moins de 10 ppm pour les carburants utilisés dans la présente étude contre 500 ppm dans les années 80) associée à l’évolution de la technologie des moteurs diesel conduisent à une nette diminution de la teneur en HAPs et de la mutagénicité associée aux extraits organiques issus des particules.

Il est généralement admis que la présence des nitro-HAPs peut résulter d’un processus primaire au moment de la combustion des carburants, et/ou d’un processus secondaire intervenant au niveau du système de prélèvement des particules, par réaction des HAPs avec les NOx également générés lors de la combustion (Bünger et al., 2006 ; Heeb et al., 2010 ; Hu et al., 2013). Toutefois, les données obtenues montrent ici une nette diminution du taux de HAPs après le CatOx, ainsi qu’une abolition de la mutagénicité sur la souche sensible aux nitro-aromatiques. Il ne semble donc pas que ces processus secondaires de nitration jouent un rôle significatif pour les échantillons prélevés.

Par contraste, la mutagénicité de l’aérosol complet s’exprime essentiellement vis-à-vis de la souche TA98 sans S9mix, alors que les réponses vis-à-vis de la souche YG1041 restent en limite de signification. Ainsi, durant les cinq heures d’exposition continue, la déposition des particules est probablement (très) faible, conduisant à la libération d’une quantité limitée de nitro-HAPs. De ce fait, la mutagénicité dose-dépendante observée vis-à-vis de la souche TA98 est imputable à la seule fraction gazeuse de l’aérosol. Parmi les molécules retrouvées dans la phase gazeuse figurent des composés carbonylés tels que le formaldéhyde, l’acétaldéhyde ou l’acroléïne qui sont des génotoxiques reconnus. Par ailleurs, nous avons observé une réponse significative de la souche TA98 exposée au NO2 lors de la validation de notre protocole d’exposition à ce génotoxique gazeux, en se basant sur les travaux antérieurs d’Aufderheide et al. (2007). Les oxydes d’azote étant générés en quantités importantes lors de la combustion de ces gazoles, il est possible que le NO2 contribue à la mutagénicité observée des aérosols. Les HAPs semi-volatils et légers semblent être émis majoritairement dans la phase gazeuse des aérosols (Hu et al., 2013 ; Westphal et al., 2013) mais ne peuvent être impliqués dans la réponse mutagène observée ici puisque, pour des raisons techniques, celle-ci a été évaluée en l’absence de S9mix uniquement. Il sera donc utile dans une prochaine étape d’évaluer la mutagénicité des aérosols en présence de S9mix.

Dans une étude récente, Westphal et al. (2013) rapportent pour leur part une mutagénicité plus importante des condensats issus de la phase gazeuse comparée à la mutagénicité des extraits organiques issus de la phase particulaire pour les carburants additivés en EMC. La phase gazeuse des aérosols présente donc une mutagénicité notable, qui ne peut être prise en compte dans les protocoles classiques du test d’Ames. Il est donc primordial de pouvoir rendre compte de cette génotoxicité dans des conditions d’exposition plus réalistes. La contribution de la phase particulaire serait moindre, au moins sur des temps d’exposition courts. Cependant, compte tenu de leur faible diamètre aérodynamique, lorsque ces particules pénètrent et se déposent au plus profond de l’arbre respiratoire, elles sont capables de relarguer les composés les plus hydrosolubles présents à leur surface, incluant des composés nitro-aromatiques mutagènes.

Le second objectif de ce travail était d’évaluer l’impact des dispositifs de dépollution sur la mutagénicité des émissions particulaires et des aérosols. Le premier dispositif étudié est un CatOx répondant à la norme Euro 3. Les particules récupérées après passage au travers de ce dispositif ont perdu toute activité mutagène, quelle que soit la souche considérée. Ce dispositif semble donc efficace pour l’élimination des composés nitro-aromatiques les plus mutagènes. En revanche, l’action du CatOx sur les HAPs varie selon la taille de ceux-ci : les composés les plus lourds à quatre cycles (pyrène et fluoranthène) sont totalement éliminés dans le GO et le G7, alors que l’élimination n’est que partielle pour les composés à trois cycles (anthracène et phénanthrène). De façon notable, la quantité de naphtalène retrouvée sur les particules recueillies après passage dans le CatOx n’est pas modifiée pour le GO mais elle est très nettement augmentée pour les biocarburants G7 et G30. L’effet du CatOx sur la réduction de la quantité totale de HAPs à la surface des particules est donc plus efficace pour le GO que pour le G7, mais devient quasi inefficace pour le B30.

Le passage au travers du CatOx diminue également la mutagénicité de l’aérosol total vis-à-vis de la souche TA98, pour les trois carburants. Pourtant, une des conséquences possibles de ce dispositif est une augmentation du taux de NOx, possiblement impliqués dans la réponse mutagène à la fois vis-à-vis de la TA98, mais aussi vis-à-vis de la TA102, compte tenu du potentiel pro-oxydant important de ces composés. Nos résultats ne semblent toutefois pas vérifier cette hypothèse, au moins pour le GO et le G30, puisque la toxicité observée en P1 à la plus forte concentration d’aérosol disparaît après le CatOx. Toutefois, pour le G7, la toxicité semble renforcée en sortie de CatOx.

Le second dispositif de dépollution est un filtre à particules (FAP) constitué d’un pain de carbure de silicium (SiC) non additivé. L’effet de ce second dispositif n’est objectivable que pour les aérosols complets (P3), avec une abolition de leur mutagénicité vis-à-vis de la souche TA98. Une réponse en limite de significativité reste toutefois observable pour le G30 vis-à-vis des deux autres souches. Si l’on admet que la mutagénicité observée pour les aérosols en P1 et P2 est essentiellement attribuable à la phase gazeuse (cf. discussion ci-dessus), cela signifie que le FAP n’a pas un rôle uniquement passif de rétention des particules, mais qu’il est également capable de modifier la composition de la phase gazeuse et de diminuer son impact mutagène. Cela pourrait être dû soit au SiC constituant le FAP, soit à une adsorption passive d’une fraction des gaz sur les particules retenues dans ce dispositif.

Le dernier objectif de ce travail est de comparer l’impact mutagène des différents carburants. Il apparaît que les particules émises par les carburants additivés d’EMC sont significativement plus mutagènes que celles émises par le GO. En revanche, le profil mutagène des différents aérosols natifs n’est pas notablement modifié. Il tendrait toutefois à être légèrement diminué pour les biocarburants vis-à-vis de la souche TA98. Il est rapporté que les taux de NOx et de composés carbonylés (aldéhydes notamment) sont majorés avec les carburants additivés (Büngeret al., 2012), ce qui pourrait avoir un impact sur la toxicité de la phase gazeuse. Dans la présente étude, une toxicité récurrente est effectivement observée vis-à-vis de la souche TA102, mais avec les trois carburants. Cela laisse supposer un effet pro-oxydant qui, à la plus forte dose testée, conduit à un effet bactéricide, empêchant de quantifier correctement la mutagénicité. Celle-ci devient néanmoins mesurable pour le B30, avec les émissions dérivées après les systèmes de dépollution.

Conclusions

Ce travail met en avant la contribution majeure de la phase gazeuse à la mutagénicité des émissions de gazoles, dans des conditions d’exposition plus réalistes aux aérosols. Les composés impliqués ne sont pas clairement identifiés, mais les aldéhydes et les NOx pourraient jouer un rôle potentiel. Ce profil de réponse mutagène des aérosols diffère notablement de celui des particules, qui implique essentiellement des composés nitro-aromatiques. Ces composés sont effectivement plus polaires, donc plus biodisponibles, et plus mutagènes que les HAPs qui ne sont que faiblement représentés et ne semblent pas impliqués dans les réponses observées. L’utilisation des systèmes de dépollution est efficace, puisque le CatOx réduit significativement la quantité de HAPs dans la phase particulaire, et abolit la mutagénicité. L’effet du CatOx sur la mutagénicité de l’aérosol est aussi retrouvé. Toutefois, dans le cas du G7, une toxicité est observée, qui pourrait être liée à un effet pro-oxydant important, masquant l’effet mutagène potentiel observé parallèlement avec le G30. Le FAP réduit lui aussi la mutagénicité de l’aérosol. Enfin, l’additivation du gazole en EMC tend à diminuer la mutagénicité des aérosols liée à la formation d’adduits, mais augmenterait leur potentiel pro-oxydant.

Ce travail a été financé par l’ADEME (projet MAETAC, convention N° 10 94 C 0016) et C. Barraud bénéficie d’une allocation de thèse cofinancée par l’ADEME et le Conseil Régional de Basse-Normandie (2012-2014).

Les auteurs remercient le Pr Khaled Meflah, directeur du centre François Baclesse, pour son soutien.

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Notes

1  Contact : Véronique ANDRE, ABTE-ToxEMAC EA4651, Centre Baclesse, avenue Général Harris, BP5026, 14076 CAEN cedex 05, France.
Téléphone : +33-2-31455218; Fax : +33-2-31455172
Courriel : veronique.andre@unicaen.fr

Pour citer ce document

Référence électronique : V. André, C. Barraud, D. Preterre, F. Cazier, J.-P. Morin et F. Sichel « Impact des stratégies de post-traitement et des biocarburants sur la mutagénicité des émissions de moteurs diesel », Pollution atmosphérique [En ligne], N° 224, mis à jour le : 15/04/2015, URL : http://lodel.irevues.inist.fr/pollution-atmospherique/index.php?id=4741

Auteur(s)

V. André

Université de Normandie ; UNICAEN, ABTE EA4651, 14032 Caen cedex ; Centre François Baclesse1, 14076 Caen cedex, France.

C. Barraud

Université de Normandie ; UNICAEN, ABTE EA4651, 14032 Caen cedex ; Centre François Baclesse, 14076 Caen cedex, France.

D. Preterre

Université de Normandie ; UR, ABTE EA4651, 76183 Rouen cedex ; CERTAM, 76800 St-Étienne-du-Rouvray, France.

F. Cazier

ULCO, Centre Commun de Mesure, 59140 Dunkerque, France.

J.-P. Morin

Université de Normandie ;UR, ABTE EA4651, 76183 Rouen cedex, France

F. Sichel

Université de Normandie ; UNICAEN, ABTE EA4651, 14032 Caen cedex ; Centre François Baclesse, 14076 Caen cedex, France.