Etudes chez le volontaire sain : inhalation
Une étude a été menée chez des volontaires exposés jusqu'à 200 ppm de TCE durant 7,5 heures par jour, 5 jours par semaine sur une durée totale de 4 semaines (Stewart et al., 1974a ; Stewart et al., 1974b). Aucune altération des fonctions pulmonaires, de l'électroencéphalogramme, du comportement et de la biochimie sanguine n'a été décelée. Toutefois, une réaction à l'alcool (quantités administrées inférieures à 0,5 mL.kg^-1), caractérisée par une vasodilatation transitoire mais importante des vaisseaux sanguins du visage, des épaules et du thorax, a été observée chez ces sujets (Stewart et al., 1974a ; Stewart et al., 1974b). Cette réaction a débuté environ 20 minutes après la prise d'alcool et a été maximale 30 minutes plus tard. Cet effet s'est complètement atténué après 60 minutes. Ce type de réaction a pu être observé 72 heures après la fin de l'exposition au TCE. Il semble qu'une exposition répétée au TCE soit nécessaire pour obtenir un tel effet.
Etudes chez le travailleur : inhalation et voie cutanée
De nombreuses études ont été menées sur des travailleurs exposés au TCE (Barret et al., 1982 ; Barret et al., 1984 ; Barret et al., 1987 ; El Ghawabi et al., 1973 ; Feldman et al., 1992 ; Mhiri et al., 2004 ; Rasmussen et al., 1993a ; Rasmussen et al., 1993b ; Rasmussen et al., 1993c ; Ruijten et al., 1991 ; Triebig et al., 1982 ; Triebig et al., 1983). Elles présentent certaines insuffisances, notamment une absence de données sur les niveaux d'exposition et sur l'existence d'éventuels facteurs confondants. Dans certains cas, il n'y avait pas de groupe témoin, ce qui rend l'établissement d'une relation de cause à effet délicate. La plupart de ces études font mention de symptômes similaires à ceux décrits lors d’une exposition aiguë : céphalées, léthargie, somnolence, asthénie, vertiges, nausées et vomissements, pour des concentrations modérées de 50 à 100 ppm (270-540 mg.m^-3) (Rubino et al., 1959 ; Lilis et al., 1969). A 200 ppm, une sécheresse de la gorge et une irritation oculaire ont été notées (Stewart et al., 1970). Des troubles neurologiques non spécifiques (52-70 %) ainsi qu’une irritation oculaire (73 %) ont également été observés lors d’une étude épidémiologique, conduite chez 19 travailleurs exposés à des concentrations moyennes de 170-420 mg.m^-3 (32-78 ppm) pendant 8 ans, et 9 travailleurs témoins non exposés (Vandervort et Polnkoff, 1973). Le prélèvement d’échantillons d’urine chez les travailleurs et la mesure des concentrations en métabolites du TCE, l’acide trichloroacétique (TCA) et le trichloroéthanol, ont confirmé l’exposition des travailleurs à différents niveaux de concentrations au TCE.
Deux études ont mis en évidence des altérations de la conduction nerveuse (nerf trijumeau) (Barret et al., 1982 ; Cichocki et al., 2016 ; Mhiri et al., 2004). Ces atteintes semblent être plus dues à certains produits de décomposition du TCE, particulièrement le dichloroacéthylène (INRS, 2011). Pour des expositions comprises entre 50 et 150 ppm, 6 heures par jour, pendant au moins 2 ans chez 24 ouvriers de l’industrie des phosphates, une corrélation entre la durée d’exposition et l’augmentation du temps de latence a été mise en évidence chez 65 % des travailleurs exposés, par comparaison à un groupe témoin (Mhiri et al., 2004). Les niveaux moyens de trichloroéthanol et de TCA urinaires étaient respectivement de 79,3 ± 42 et de 32,6 ± 22 mg.g^-1 de créatinine. Une diminution significative du score de performance au test de la fonction acoustique est rapportée chez des ouvriers pratiquant des dégraissages de métaux (Rasmussen et al., 1993b).
Une altération de la fonction cognitive est observée par une altération des tests de la mémoire à court terme mettant en évidence l’altération de la mémoire immédiate et de l’apprentissage en absence d’un effet sur le test du « digit span performance » (Rasmussen et al., 1993a ; Rasmussen et al., 1993b).
Une intolérance à l'alcool, caractérisée par une rougeur transitoire affectant le visage et le cou a été également fréquemment observée (Szulc-Kuberska, 1972).
Plusieurs études se sont intéressées aux effets possibles sur le foie et le rein (Cichocki et al, 2016 ; Vermeulen et al, 2012). Une hépatite aiguë s’est développée chez une femme exposée à des concentrations de 40 à 800 ppm durant plusieurs années (Schattner et Malnick, 1990). Une légère altération de la fonction hépatique a été notée chez 64 travailleurs exposés au TCE (concentrations de 93 à 743 ppm) (Graovac-Leposavic et al., 1964). Des résultats similaires sont retrouvés au cours de trois autres études menées chez des ouvriers, effectuant des opérations de dégraissage de pièces métalliques, et présentant une augmentation des niveaux sériques des enzymes hépatiques (Nagaya et al., 1993 ; Rasmussen et al., 1993b ; Xu et al., 2009). Par contre, aucune hépatotoxicité n’a été observée chez 289 travailleurs anglais présentant des symptômes neurologiques liés au TCE (McCarthy et Jones, 1983) et chez 12 travailleurs réalisant des opérations de dégraissage dans une usine à Paris (Tolot et al., 1964). Enfin, une légère atteinte rénale a été notée chez des travailleurs exposés au TCE mais également à d’autres produits chimiques (Brogren et al., 1986 ; Bruning et al., 1999a ; Bruning et al., 1999b ; Green et al., 2004 ; Nagaya et al., 1989 ; Radican et al., 2006 ; Reif et al., 2003 ; Selden et al., 1993). Concernant les effets cardiaques, un nombre limité d'études suggère que l'exposition à des niveaux de l'ordre de 100 ppm de TCE pourrait induire des arythmies ventriculaires chez une faible proportion de travailleurs exposés (Konietzko et Reill, 1980). Toutefois, le nombre de sujets affectés était faible et des travaux supplémentaires semblent nécessaires pour aboutir à une conclusion définitive (E.C., 2004).
Quelques cas spécifiques de lésions cutanées (irritation, érythème, maculopapules…) sur le visage ou le corps ont été décrits chez des travailleurs exposés au TCE gazeux ou liquide (Hong et al., 1985 ; Phoon et al., 1984). Plusieurs études mettent en évidence la survenue de maladies auto-immunes comme des sclérodermies^[1] lors d’exposition au TCE (Diot et al., 2002 ; Garabrant et al., 2003 ; Nietert et al., 1998). Une méta-analyse de ces études rapporte un odd ratio de 2,5 [95 %, IC : 1,1-5,4] chez les hommes et de 1,1 [95 %, IC : 0,58-2,6] chez les femmes.
Plusieurs études chez les travailleurs chinois exposés professionnellement au TCE rapportent des signes cliniques d’immunosuppression (Bassig et al., 2013 ; Hosgood et al., 2012 ; Lan et al., 2010). 

^[1] Dermatose caractérisée par l'épaississement et l'induration de la peau et du tissu cellulaire sous-cutané, et parfois des tissus profonds

Population générale :
L’étude de populations exposées au TCE (et à d’autres solvants chlorés) par l’eau de boisson (TCE : 0,3 à 0,5 ppm) a permis de mettre en évidence des troubles variés (Byers et al., 1988 ; Feldman et al., 1992 ; Kilburn, 2002a ; Kilburn et Thornton, 1996; Kilburn et Warshaw, 1993 ; Reif et al., 2003 ; Cooper et al., 2009; Cichocki et al., 2016) : neurologiques (troubles de l’humeur, diminution du réflexe oculo-palpébral^[1], augmentation des erreurs de discrimination des couleurs ou de sensibilité des contrastes, de la fonction cognitive, des délais de réaction), gastro-intestinaux (nausées, diarrhées, constipation), cardiaques (tachycardie au repos, palpitations), immunologiques (augmentation du nombre de lymphocytes T, augmentation des infections, des dermatites auto-immunes) et respiratoires (asthme, bronchite, pneumonie chez les enfants). Ces études sont toutefois limitées par le manque de données relatives à l’exposition des individus. Cela implique une relation causale non démontrée. De plus, les effets observés ne sont pas toujours statistiquement significatifs.

Des troubles de l’audition statistiquement significatifs, correspondant à une réponse anormale au réflexe stapédien^[2], ont été mis en évidence chez des enfants âgés de 9 ans pour des expositions estimées de 23 ppb.an^-1 (ATSDR, 2003 ; Burg et Gist, 1995, 1999). Toutefois, compte tenu des co-expositions présentes, il est difficile de conclure à partir de ces études.

^[1] Clignement involontaire des paupières déclenché par un éblouissement, par un objet qui s'approche brusquement de l'oeil, par un souffle d'air ou un bruit violent
^[2] Contraction réflexe du muscle du stapès lors de la perception d'un son de forte intensité

Cf Inhalation

Effets neurotoxiques :
Des atteintes similaires à celles observées chez l'homme ont été notées chez des rats exposés par inhalation au TCE mais ces derniers paraissent plus résistants que l’homme (Bushnell, 1997 ; Cichocki et al., 2016). Des rats exposés durant 6 semaines ont présenté une diminution de la vigilance à 50 ppm (Arito et al., 1994), une réduction du comportement social et d’exploration à 100 ppm (Silverman et Williams, 1975) et une hyperactivité à 3 000 ppm (Adams et al., 1951). Aucune modification de l’apprentissage n’a été notée chez des rats exposés durant 44 semaines à 400 ppm mais une augmentation du comportement exploratoire a été observée immédiatement après l'exposition, attribuée à une réduction de l’anxiété (Battig et Grandjean, 1963).
Une exposition à des concentrations de 0, 200 ou 400 ppm 7 heures par jour, 5 jours par semaine pendant environ 8 mois a été pratiquée chez le rat Wistar (30 animaux par lot, 15 mâles et 15 femelles) (Adams et al., 1951). Aucune mort et aucun signe de dépression du SNC ou de trouble du comportement n’est rapporté. La croissance de poids des animaux est légèrement réduite chez les rats mâles exposés à 400 ppm et les poids relatifs des reins et du foie sont augmentés en l’absence d’altérations histologiques. De cette étude, une NOAEC de 200 ppm pour les effets neurotoxiques peut être déterminée.
Par inhalation, une exposition de 18 semaines à 1 000 ppm a induit chez le rat une augmentation du temps de latence pour un test de discrimination visuelle mais sans changement dans l'activité spontanée, les mouvements coordonnés, la force d'agrippement ou la vitesse de conduction des nerfs périphériques (Kulig, 1987). Cette étude a permis d'établir une NOAEC de 500 ppm durant 18 semaines pour les atteintes neurologiques. Diverses études suggèrent que l'exposition répétée de rats au TCE, à des concentrations élevées souvent supérieures à 2 500 ppm, peut aboutir à une toxicité (Boyes et al., 2000 ; Crofton et Zhao, 1993 ; Crofton et Zhao, 1997 ; Jaspers et al., 1993 ; Rebert et al., 1993). Une diminution de l'amplitude des potentiels évoqués auditifs et visuels a été notée chez le rat pour une exposition de 12 semaines à 3 200 ppm (Rebert et al., 1991). Pour ces effets, une NOAEC de 1 600 ppm et une LOAEC de 3 200 ppm ont été établies. Une modification des réflexes auditifs est également rapportée, pour une exposition de 12 semaines chez le rat, permettant d’établir une NOAEC de 1 600 ppm et une LOAEC de 2 400 ppm (Boyes et al., 2000 ; Crofton et Zhao, 1997). Le potentiel neurotoxique du TCE a été étudié au cours d’une étude chez le rat Fisher 344 (12 mâles et 12 femelles par lot) exposé à 0, 250, 800 ou 2 500 ppm de TCE (pureté 99,22 % et 0,69 % d’oxyde de butylène) 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 13 semaines (Albee et al., 1993 ; Albee et al., 2006). Des larmoiements ont été observés chez de nombreuses femelles à 2 500 ppm et chez certaines d’entre elles à 800 ppm ainsi que chez quelques mâles à 2 500 ppm. Le poids corporel des animaux n’est pas affecté par le traitement. Les seuls effets rapportés, pouvant être en lien avec l’exposition, correspondent à des troubles de la vision ou de l’audition. Il s’agit d’une augmentation statistiquement significative de l’amplitude de la latence moyenne de réponse au test flash des potentiels évoqués chez les deux sexes à 800 et 2 500 ppm. Une perte d’audition est rapportée chez les rats des deux sexes à 2 500 ppm. De cette étude, une NOAEC de 250 ppm est proposée.

Une étude menée chez le lapin met en évidence des altérations significatives de la fonction visuelle (électrorétinogramme et potentiels oscillatoires) pour des expositions de 350 ou 700 ppm par inhalation, 4 heures par jour, 4 jours par semaine pendant 12 semaines (Blain et al., 1994).

Effets hépatiques :
Les observations d’effets sur le foie du TCE inhalé montrent une hépatotoxicité sans nécrose. La souris est l’espèce la plus sensible. L’hépatotocxicité est médiée par les metabolites oxydants dont le TCA (Chiu et al., 2013 ). Dans certains cas, une hypertrophie hépatique a été notée, habituellement réversible à la fin de l'exposition. Un tel effet a été observé chez des souris de souches variées, exposées en continu (24 heures par jour) durant 30 jours à 200 - 405 - 810 et 1 620 mg.m^-3, équivalentes à 37 - 75 - 150 et 300 ppm (Kjellstrand et al., 1983a ; Kjellstrand et al., 1983b). L'examen histologique du foie a révélé une hypertrophie et une vacuolisation des hépatocytes. En parallèle, une augmentation de l'activité de la butyrylcholinestérase plasmatique a été notée (Kjellstrand et al., 1983a ; Kjellstrand et al., 1983b). Une augmentation du poids relatif du foie a été également observée chez diverses espèces de rongeurs (rat, souris, gerbille) exposées jusqu'à 30 jours à 150 ppm (Kjellstrand et al., 1981). Les souris sont apparues comme particulièrement sensibles mais l'effet était fortement atténué 1 mois après l'exposition.

Effets rénaux :
L’exposition au TCE induit une néphrotoxicité en particulier tubulaire (Chiu et al., 2013). Cette néphrotoxicté serait médiée par le métabolite DCVC. Une augmentation de poids des reins a pu être notée chez le rat Prendergast et al., 1967 mais sans changements notables sur l'histologie (Adams et al., 1951 ; Prendergast et al., 1967). Une augmentation du poids des reins est également observée chez des rats exposés à 150 ppm chez les femelles et 75 ppm chez les mâles exposés 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 4 semaines (Woolhiser et al., 2006).
Une étude a été menée chez le rat Sprague-Dawley, la souris B6C3F1 et la souris Swiss exposés à 0, 100, 300 ou 600 ppm de TCE, 7 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 104 semaines chez les rats et 78 semaines chez les souris (Maltoni et al., 1988). La présence de cytocaryomégalie (méganucléocytose) des tubules rénaux est limitée aux rats mâles pour les groupes exposés à 300 ou 600 ppm. De cette étude, une NOAEC pour la toxicité rénale de 100 ppm peut être déterminé.
Concernant les atteintes hépatiques et rénales chez le singe, le cobaye et le rat, une NOAEC de 400 ppm a été établi pour une exposition de 6 mois au TCE (Adams et al., 1951).

Effets pulmonaires :
Une étude menée chez la souris CD-1 exposée à 450 ppm de TCE 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 2 semaines a montré une vacuolisation des cellules de Clara au premier jour de l’exposition, cet effet n’est pas retrouvé les jours suivants suggérant une altération pulmonaire transitoire (Odum et al., 1992).

Les études chez l’animal ont confirmé les effets neurologiques et immunotoxiques du TCE ingéré par l’eau de boisson ou l’alimentation.
Effets neurotoxiques :
Des rats adultes mâles, exposés à 312 mg.L^-1 de TCE dans l'eau de boisson durant quatre semaines, suivies par deux semaines sans exposition puis deux autres semaines d'exposition, ont présenté des performances accrues pour un test neuro-comportemental (Morris swim test) et une diminution de la myélinisation du cerveau (Isaacson et al., 1990). Une exposition de 10 semaines (5 jours par semaine) à 2 500 mg.kg^-1.j^-1 de TCE dans l'huile par gavage a induit une altération de la myélinisation du nerf trijumeau chez le rat (Barret et al., 1991 ; Barret et al., 1992). Des effets plus importants ont été observés avec le dichloroacétylène, produit de décomposition du TCE.
Des effets sur le SNC, se traduisant par une ataxie, une léthargie et des convulsions ont été observés pour des expositions chroniques chez le rat (500 ou 1 000 ppm par gavage dans l'eau durant 103 semaines) (NTP, 1988) et la souris (1 800 mg.kg^-1.j^-1 chez les femelles et 2 400 mg.kg^-1.j^-1 chez les mâles pendant 54 semaines) (Henschler et al., 1984).

Effets immunitaires :
Concernant les effets immunotoxiques, des souris mâles exposées durant 4 et 6 mois à une dose de 660 mg.kg^-1via l'eau de boisson ont présenté une diminution de l'hypersensibilité retardée. Chez les femelles, plus sensibles, une altération de l'immunité humorale a été notée aux doses de 437 et 793 mg.kg^-1 de façon dose dépendante. Aucun effet n'a été noté sur les fonctions des macrophages ou de la moelle osseuse (Sanders et al., 1982). Une autre étude montre une diminution du poids du thymus et une augmentation des anticorps anti-DN double brin à 19 semaines et à 32 semaines pour le lot exposé à la dose de 1 400 ppb de TCE pendant 27 semaines via l’eau de boisson (Keil et al., 2009). Une accélération de la réponse auto-immune est rapportée chez la souris après 4 semaines d’exposition à 0,1 mg.kg^-1.j^-1 via l’eau de boisson (Cooper et al., 2009). 

Effets hépatiques :
Des atteintes hépatiques ont été spécifiquement observées chez les souris mâles exposées au TCE dans l'huile par gavage pour des durées de 3 à 6 semaines (Buben et O'Flaherty, 1985 ; Goel et al., 1992 ; Merrick et al., 1989 ; NTP, 1990 ; Stott et al., 1982). Elles se traduisent généralement par une hypertrophie et une inflammation accompagnées d'une nécrose aux plus fortes doses. De tels effets n'ont pas été observés chez les rats mâles (Buben et O'Flaherty, 1985 ; Green et al., 1990 ; NTP, 1988 ; Stott et al., 1982). Cette différence inter-espèces serait liée à la plus forte capacité de métabolisation des souris (Chiu et al., 2009).

Effets rénaux :
Une toxicité rénale (nucléocytose tubulaire) chez des rats a été rapportée dans une étude de 52 semaines à la dose de 250 mg.kg^-1.j^-1 de TCE administrée dans de l’huile d’olive par gavage. Pour cette étude, un NOAEL de 50 mg.kg^-1.j^-1 a été observé. Des néphropathies ont également été observées chez des rats et des souris exposés chroniquement (78 ou 103 semaines). Une administration quotidienne pendant 78 semaines de TCE dans de l’huile par gavage révèle des altérations dégénératives de l’épithélium tubulaire chez les rats mâles et femelles de 550 à 1 100 mg.kg^-1.j^-1 ainsi que chez les souris de 1 200 à 2 300 mg.kg^-1.j^-1 (NCI, 1976). Des études de 103 semaines conduites chez des rats et/ou souris entrainent également des effets rénaux non néoplasiques caractérisés par une cytomégalie des cellules tubulaires à des doses de 500 et 1 000 mg.kg^-1.j^-1 par gavage (NTP, 1988, 1990).

De nombreuses études épidémiologiques ont mis en évidence un lien entre l’exposition au TCE et la survenue de cancers en particulier rénaux, hépatobilliares et lymphomes non-Hodkinien (CE, 2004, NRC, 2006, IARC, 2014, Anses, 2018, Rusyn et al., 2014).

Expositions professionnelles :
Une étude de cohorte a permis de mettre en évidence un excès de myélomes, de lymphomes non-hodgkiniens, de cancers du foie et du canal biliaire chez 14 457 employés de maintenance d'une usine d'aviation, exposés à divers composés chimiques. Toutefois, cette augmentation n'était plus visible en considérant seulement les travailleurs exposés au TCE (Spirtas et al., 1991). Blair et al.ont étendu le suivi de cette cohorte américaine jusqu’en 1990. Ils n’ont pas montré d’augmentation significative du risque de relatif de décès par lymphomes non-hodgkiniens RR 2,0 [IC 95 % : 0,9-4,6], cancers de l’œsophage RR 5,6 [IC 95 % : 0,7-44,5], du colon RR 1,4 [IC 95 % : 0,8-2,4], du foie RR 1,7 [IC 95% : 0,2-16,2], du sein RR 1,8 [IC 95% : 0,9-3,3], du col de l’utérus RR 1,8 [IC 95% : 0,5-6,5], du reins RR 1,6 [IC 95 % : 0,5-5,1] et des os RR 2,1 [IC 95 % : 0,2-18,8] (Blair et al., 1998).

Une étude suédoise a porté sur un groupe de 1 670 travailleurs exposés au TCE (1 421 hommes et 249 femmes) (Axelson et al., 1994). Grâce à un programme de suivi biologique mené de 1955 à 1975, les taux urinaires en acide trichloroacétique (TCA) de ces personnes avaient été régulièrement mesurés. L'exposition au TCE a été évaluée sur la base des taux moyens en TCA et l'intervalle de temps entre le premier dosage et la fin de l'activité a servi à calculer la durée d'exposition. La majorité des travailleurs avaient des taux urinaires en TCA inférieurs à 50 mg.L^-1, ce qui correspond, selon les auteurs, à une exposition moyenne de l'ordre de 20 ppm. Globalement, chez les hommes comme chez les femmes exposées, la mortalité et la morbidité par cancer n'étaient significativement pas plus élevées qu'au sein de la population générale. Un excès significatif de tumeurs malignes de la peau a été décelé chez les hommes exposés, mais essentiellement dans la sous-cohorte la plus faiblement exposée, ce qui suggère une absence de relation avec le TCE. En conclusion, cette étude a montré qu'il n'y avait pas d'augmentation de risque de cancers chez les hommes exposés à des taux représentatifs de ceux rencontrés dans l'industrie suédoise. Elle donne peu d'informations sur les personnes exposées à des niveaux plus élevés (TCA urinaire > 50 mg.L^-1) ou chez les femmes, en raison du petit nombre de sujets dans ces sous-cohortes.

Une autre étude de cohorte a concerné 1 698 hommes et 1 391 femmes exposés professionnellement au TCE en Finlande (Antilla et al., 1995). La mesure de l'exposition a été basée sur des mesures de TCA urinaire et sur des rapports des employeurs. L'incidence des cancers a été comparée à celle de la population générale, pour la totalité de la cohorte et pour des sous-cohortes avec des taux en TCA inférieurs ou supérieurs à 13 mg.L^-1 et des périodes de latence (intervalle entre la première mesure de TCA et le décès ou la fin de l'étude) de 0 à 9 ans, de 10 à 19 ans ou de plus de 20 ans. La période de latence moyenne était de 18 ans et les taux en TCA étaient de 6,3 mg.L^-1 pour les hommes et 8,3 mg.L^-1 pour les femmes. Pour l'ensemble de la cohorte, 208 cas de cancers ont été recensés. Cependant, le risque de cancer était significativement plus élevé pour la sous-cohorte avec une période de latence supérieure à 20 ans avec un SIR (Standardised Incidence Ratio) de 6,1 [IC, 95 % : 1,3-18] que pour l’ensemble des travailleurs SIR de 2,7 [IC, 95 % : 0,33-9,9]. Une augmentation des cancers du col de l'utérus chez les femmes SIR de 2,4 [IC, 95 % : 1,1-4,8], des cancers du foie et de la prostate SIR de 3,6 [IC, 95 % : 1,5-7,0] chez les hommes avec une période de latence supérieure à 20 ans et des cancers hématopoïétiques (lymphomes non-hodgkiniens en particulier RR de 1,81 [95 %, IC : 0,78-3,56]) et de l'estomac chez les individus avec une période de latence également supérieure à 20 ans a été observée. En conclusion, cette étude apporte des éléments indiquant un risque accru de certains cancers chez les personnes exposées professionnellement au TCE.

Un risque accru de lymphomes non-hodgkiniens est mis en évidence dans d’autres études (Axelson et al., 1994 ; Blair et al., 1998 ; Boice et al., 1999), avec une augmentation légère mais non statistiquement significative. De plus, l’étude de Hansen et al., en 2001 présente des RR de 2,0 [95 %, IC : 1,1-3,3] pour les cancers lymphopoïétiques, de 3,1 [95 %, IC : 1,3-6,1] pour les lymphomes non-Hodgkinien et de 2,0 [95 %, IC : 0,7-4,4] pour les leucémies pour une sous population de l’étude de Raaschou-Nielsen et al., publiée en 2003.

Etude cas témoin :
Une étude cas témoin a été menée par Charbotel et al., en 2006 dans la vallée de l’Arve en France sur une population exposée professionnellement. L’exposition cumulée au TCE de chaque sujet est, estimée comme faible (entre 1 et 150 ppm x années), moyenne (155 à 355 ppm x années) ou forte (>335 ppm x années). En tenant compte des pics possibles quatre groupes sont constitués : exposition faible ou moyenne sans pic, exposition faible ou moyenne avec pics, exposition forte sans pic et exposition forte avec pics. Une augmentation significative du risque de cancer rénal est observée dans le groupe fortement exposé (exposition cumulée de 885 ppm), avec ou sans pics d’exposition, OR ajusté 2,16 [IC 95 % := 1,02-4,60] et surtout dans le groupe fortement exposé avec pics d’exposition OR = 2,73 [IC 95 % : 1,06 – 7,07]. Cependant, l’exposition au TCE est fortement associée à l’exposition aux fluides de coupe et au pétrole. Lorsque les co-expositions sont prises en compte, les auteurs ne mettent plus en évidence d’association entre le cancer du rein et une forte exposition au TCE, OR de 1,96 [IC 95 % : 0,71-5,37].
Un autre étude menée dans en Europe centrale et de l’Est entre 1999 et 2003 sur une large population d’individus présentant un cancer rénal rapporte une prévalence positive même si elle est plus faible que dans l’étude de Charbotel (Moore et al., 2010). L’OR était de 1,63 [IC 95 % : 1,04-2,54] pour l’ensemble des expositions au TCE et de 2,34 [IC 95 % : 1,05-5,21] pour les niveaux d’exposition les plus intenses. En lien avec les niveaux de conjugaison au glutathion, les individus exposés au TCE dont l’enzyme GSTT1 est active, présentent une augmentation du risque avec un OR de 1,88 [IC 95 % : 1,06-3,33] mais ceux dont la GSTT1 n’est pas active ne présentent pas d’augmentation du risque, OR de 0,93 [IC 95 % : 0,35-2,44].
Une étude cas-témoin a mis évidence une augmentation de l’incidence des lymphomes non-Hodgkinien chez les sujets exposés professionnellement au trichloroétylène pour les tertiles les plus élevés avec un OR de 2,5 [95 %, IC : 1,1-6,1] pour 23 cas exposés et un OR de 2,3 [95 %, IC : 1,0-5,0] pour 24 cas exposés et pour des expositions cumulées au TCE (Purdue et al, 2011). Une association est également retrouvée pour le tertile le plus bas OR de 2,1 [95 %, IC : 1,0-4,7].
La méta-analyse portant sur 16 cohortes et études cas témoin (Antilla et al., 1995 ; Axelson et al., 1994 ; Boice et al., 1999 ; Greenland et al., 1994 ; Hansen et al., 2001 ; Hardell et al., 1994 ; Miligi et al., 2006 ; Morgan et al., 1998 ; Nordstrom et al., 1998 ; Persson et Fredrikson, 1999 ; Raaschou-Nielsen et al., 2003 ; Radican et al., 2008 ; Seidler et al., 2007 ; Siemiatycki, 1991 ; Wang et al., 2008 ; Zhao et al., 2005) suggère une augmentation des lymphomes non hodgkiniens faible avec une augmentation statistiquement significative du risque RR de 1,23 [95 %, IC : 1,04-1,44] (US EPA, 2009). Une seconde méta-analyse a été menée par l’US EPA sur les recommandations du NRC en 2006 prenant en compte de nouvelles études (Boice et al., 2006 ; Mandel et al., 2006 ; Miligi et al., 2006 ; NRC, 2006 ; Seidler et al., 2007 ; Wartenberg et al., 2000 ; Zhao et al., 2005) mais ne modifie pas les résultats obtenus.
Dans le cadre d’une réunion européenne d’experts spécialisés (EC Group of Specialised Experts in the fields of Carcinogenicity, Mutagenicity and Reprotoxicity), l’attention a été portée sur l’élévation des tumeurs rénales observées à partir de deux études épidémiologiques réalisées en Allemagne (Henschler et al., 1995 ; Vamvakas et al., 1998) en association avec une exposition élevée au TCE par inhalation. Cette élévation serait cohérente avec une augmentation du risque de cancer du rein observée lors d’une étude de cohorte pour une exposition supérieure à 25 ppm chez les femmes 3,6 [95 %, IC : 0,5-25,6] (Blair et al., 1998) exposées professionnellement au TCE (EC, 2004). Une méta-analyse à chercher à mettre en évidence un lien entre l’exposition au TCE et la survenue de cancers rénaux. Cette méta anlyse a porté sur 14 études de cohorte ou cas-témoins (Antilla et al., 1995 ; Axelson et al., 1994 ; Blair et al., 1998 ; Boice et al., 1999 ; Bruning et al., 2003 ; Charbotel et al., 2006 ; Dosemeci et al., 1999 ; Greenland et al., 1994 ; Hansen et al., 2001 ; Morgan et al., 1998 ; Parent et al., 2000 ; Pesch et al., 2000 ; Raaschou-Nielsen et al., 2003 ; Siemiatycki, 1991 ; Zhao et al., 2005). Les estimations du risque pour l’ensemble des 14 études mettent en évidence un risque peu élevé à 1,25 [95 %, IC : 1,11-1,41] ; le risque spécifique pour le groupe exposé à la concentration la plus élevée est légèrement augmenté à 1,59 [95 %, IC : 1,26-2,01] (US EPA, 2009).
Un autre méta-analyse a été menée sur des études à des niveaux d’exposition en TCE élevés pour fournir des évaluations quantitatives permettant une association entre les expositions au TCE et les cancers rénaux, hépatiques ou les lymphomes non hodgkinien (Siegel Scott et Jinot, 2011). Une revue systématique de la littérature a été menée sur 24 études comprenant des études de cohortes (Antilla et al., 1995 ; Axelson et al., 1994 ; Blair et al., 1998 ; Boice et al., 1999 ; Hansen et al., 2001 ; Morgan et al., 1998 ; Raaschou-Nielsen et al., 2003 ; Radican et al., 2008 ; Zhao et al., 2005) et des études cas-témoins (Bruning et al., 2003 ; Charbotel et al., 2006 ; Cocco et al., 2010 ; Dosemeci et al., 1999 ; Greenland et al., 1994 ; Hardell et al., 1994 ; Miligi et al., 2006 ; Moore et al., 2010 ; Nordstrom et al., 1998 ; Persson et Fredrikson, 1999 ; Pesch et al., 2000 ; Purdue et al., 2011 ; Siemiatycki, 1991 ; Wang et al., 2009). Pour l’ensemble des expositions au TCE et les cancers rénaux, le RR est de 1,27 [95 %, IC : 1,13-1,43], avec un risque plus élevé pour les niveaux d’exposition élevés, RR de 1,58 [95 %, IC : 1,28-1,96]. Pour les lymphomes non hodgkiniens, le RR pour l’ensemble des niveaux d’exposition au TCE et pour les niveaux les plus élevés uniquement sont respectivement de 1,23 [95 %, IC : 1,07-1,42] et de 1,43 [95 %, IC : 1,13-1,82] et pour les cancers hépatiques de 1,29 [95 %, IC : 1,07-1,56] et 1,28 [95 %, IC : 0,93-1,77].
D'autres études de cohortes n'ont pas permis d'établir de liens entre cancers et exposition au TCE mais elles présentaient des limites en termes de latence (Tola et al., 1980), de caractérisation de l'exposition (Garabrant et al., 1988) ou de taille  (Malek et al., 1979). Une méta-analyse récente (Alexander et al., 2007) identifiant 14 études de cohortes n’a pas pu mettre en évidence un lien causal entre l’exposition des travailleurs au TCE et le cancer du foie.
Trois études cas-témoins ont évalué le rôle possible d'une exposition professionnelle au TCE sur le développement d'astrocytomes (Heineman et al., 1994) ou du cancer du foie (Novotna et al., 1979 ; Paddle, 1983). Dans tous ces cas, l'exposition au TCE n'a pas constitué un facteur de risque pour ces types de cancers. Une seule étude montre une élévation du risque statistiquement significative de cancer hépatique RR de 2,8 [95 %, 1,1-5,8], de la vésicule biliaire et des canaux biliaires RR de 2,8 [95 %, 1,3-5,3] chez des femmes danoises exposées professionnellement au TCE (Raaschou-Nielsen et al., 2003). Une seule étude cas-témoin a évalué l’association entre l’exposition au TCE et la survenue de cancers hépatiques sur 33 individus (Christensen et al., 2013). Cette analyse montre un odd ratio de 1,1 [95 %, IC : 0,1-8.5] pour l’ensemble des cas et de 2.1 [95 %, IC : 0,2-18], pour le niveau le plus élevé. Une méta-analyse portant sur 9 cohortes (Antilla et al., 1995 ; Axelson et al., 1994 ; Boice et al., 1999 ; Boice et al., 2006 ; Greenland et al., 1994 ; Hansen et al., 2001 ; Morgan et al., 1998 ; Raaschou-Nielsen et al., 2003 ; Radican et al., 2008) montre un excès de risque de cancer hépatique très légèrement augmenté RR de 1,33 [95 %, 1,09-1,64] (US EPA, 2009).
Enfin en octobre 2012, le groupe de travail de l’IARC a modifié la classification du TCE et considère que le lien de causalité est maintenant clairement établi chez l’homme (Guha et al., 2012 ; IARC, 2014). L’ensemble des données montre d’une part une bonne connaissance des biotransformations du TCE chez l’homme et chez l’animal et d’autre part des études épidémiologiques mettant en évidence une association positive entre l’exposition au TCE et le carcinome des cellules rénales ainsi que des associations moins claires entre exposition au TCE et lymphomes non-hodgkiniens ou carcinomes hépatiques. Plusieurs mécanismes génotoxiques et non-génotoxiques peuvent contribuer à la genèse des cancers hépatiques ou à l’altération de la réponse immunitaire à l’origine de cancers hématologiques.

Expositions environnementales :
Chez l'homme, le lien entre l'exposition par voie orale au TCE et l'incidence des cancers est controversé.
L'étude de Fagliano a établi un lien entre le taux de leucémies et l'exposition à divers composés organiques volatils dont le TCE dans l'eau de boisson (concentrations de 37 – 72 ppb) (Fagliano et al., 1990). Ce type d'étude présente plusieurs limites, notamment un manque d'information sur les niveaux d'exposition individuels et la présence d'autres composés organiques volatils. Une étude ultérieure a porté la taille de la cohorte à 1,5 millions d'habitants, résidant dans 75 villes, analysée entre 1979 et 1987 (Cohn et al., 1994). Les résultats ont montré une augmentation significative du nombre total des leucémies, des leucémies lymphoblastiques aiguës et des lymphomes non-hodgkiniens chez les femmes exposées à plus de 5 ppb de TCE.
Dans une étude réalisée à Woburn (Massachusetts), où les personnes ont été en contact avec divers solvants chlorés via l'eau de boisson, un taux significativement plus élevé de leucémies chez les enfants a été mis en évidence, mais ce résultat est limité par l'absence de données concernant la durée et l'importance de la contamination (Parker et Rosen, 1981).

Chez l'animal, le lien entre l'exposition par inhalation ou ingestion au TCE et la survenue de cancers hépatiques, rénaux, pulmonaires, des testicules ou du système hématopoïétique est bien établi chez le rat ou la souris (Guha et al., 2012, IARC, 2014 ; Rusyn et al., 2014). L'interprétation doit se faire cependant avec prudence car le TCE est souvent stabilisé par des dérivés époxydés, eux-mêmes cancérigènes. Actuellement, aucune certitude n’existe concernant le mécanisme possible de cancérogenèse, quelques pistes sont en cours d’étude.

L'inhalation de TCE stabilisé (sans présence de dérivés époxydés), à raison de 0, 100 et 500 ppm heures par jour, 5 jours par semaine. durant 18 mois, a induit, chez les souris NMRI femelles mais pas chez les rats Wistar ou les hamsters, une augmentation de l'incidence des lymphomes malins : 17/30 (57 %) à 100 ppm et 18/28 (64 %) à 500 ppm (Henschler et al., 1980). Cependant, le groupe témoin présentait une incidence relativement élevée de ce type de tumeur (9/29 soit 30 %), liée, selon les auteurs, à un fort taux spontané chez cette souche de souris. Ce résultat limite la portée de l'étude, de même que le nombre d'animaux utilisé par lot (inférieur à 50).

Chez le rat Sprague-Dawley, une augmentation dose-dépendante du nombre de tumeurs interstitielles du testicule a été observée après exposition par inhalation à 0 – 100 - 300 ou 600 ppm de TCE sans dérivés époxydés 7 heures par jour, 5 jours par semaine durant 2 ans (Maltoni et al., 1988). Le nombre d'animaux affectés était de 6/135 (4 %) dans le lot témoin, 16/130 (12 %) pour 100 ppm, 30/135 (22 %) pour 300 ppm et 31/130 (24 %) pour 600 ppm. Une légère augmentation des adénocarcinomes des tubules rénaux a été observée chez 4 rats mâles et 1 rat femelle exposés à 600 ppm. Ce type de tumeurs n'avait jamais été détecté chez les rats Sprague-Dawley. Une étude chez le rat Marshall a également mis en évidence à des doses de 500 et 1 000 mg.kg^-1.j^-1 une augmentation dose-dépendante du nombre de tumeurs interstitielles du testicule (17/46, 21/48, et 32/48 à 0, 500 et 1 000 mg.kg^-1.j^-1 respectivement) après exposition par gavage au TCE durant 104 semaines (5 jours par semaine) (NTP, 1988). Chez les souris Swiss, exposées aux mêmes concentrations durant 78 semaines, l'incidence globale des tumeurs n'était pas plus élevée chez les lots exposés mais, chez les mâles, l'incidence d'adénomes pulmonaires était significativement plus élevée pour 300 ppm (25 %) et 600 ppm (30 %) par rapport aux témoins (11 %). Également chez les mâles, les taux d'adénomes et de carcinomes hépatocellulaires étaient plus importants à 600 ppm (14 %) que chez les témoins (4 %). Chez les souris B₆C₃F₁, l'incidence globale des tumeurs malignes était plus élevée pour toutes les concentrations d'exposition.

Une autre étude par inhalation a été menée chez des souris femelles de souche ICR et des rats femelles Sprague-Dawley (Fukuda et al., 1983). Des lots d'environ 50 femelles ont été exposés durant 2 ans (7 heures par jour, 5 jours par semaine) à des concentrations de 0, 50, 150 et 450 ppm de TCE stabilisé par des dérivés époxydés. Chez les rats, aucune augmentation de l'incidence de cancer n'a été notée. Chez les souris, une augmentation de l'incidence des adénocarcinomes pulmonaires a été notée à 150 ppm (8/50 soit 16 %) et 450 ppm (7/46 soit 15 %), par rapport au lot témoin (1/49 soit 2 %).

Les études de cancérogenèse par voie orale ont permis de mettre en évidence le développement de cancers chez l'animal.
Une étude de gavage avec du TCE sans dérivés époxydés (degré de pureté > 99,9 %) a été menée chez des rats F344/N et des souris B₆C₃F₁ (NTP, 1990). Les doses administrées étaient de 500 ou 1 000 mg.kg^-1.j^-1 pour les rats et 1 000 mg.kg^-1.j^-1 pour les souris à raison de 5 jours par semaine pendant 103 semaines. Les rats mâles, mais pas les femelles ont eu un taux de survie faible : 70 % chez les témoins et 40 % à 1 000 mg.kg^-1.j^-1. Une cytomégalie rénale a été observée chez les rats des deux sexes. Aucune augmentation de l'incidence des tumeurs n'a été observée chez les rats femelles mais chez les mâles, une augmentation faible mais significative de l'incidence des adénomes des cellules des tubules rénaux (4 % et 6 % aux deux doses contre 0 % chez les témoins) a été notée. En raison du taux de survie faible et de la présence d'une pathologie rénale non tumorale, les données chez le rat mâle ont été considérées comme inadéquates pour évaluer le potentiel cancérigène du TCE. Chez les souris, le taux de survie des mâles a été également plus faible, avec développement d'une cytomégalie rénale chez la plupart des animaux traités des deux sexes. Les lésions n'étaient cependant pas aussi sévères que chez les rats. Le TCE a induit une augmentation de l'incidence des carcinomes hépatocellulaires chez les mâles 8/48 (17 %) pour les témoins et 31/50 (62 %) chez les traités comme chez les femelles 2/48 (4 %) et 13/49 (27 %) respectivement. Une augmentation comparable des adénomes hépatocellulaires a également été notée.
De façon similaire, chez la souris B₆C₃F₁, le TCE (degré de pureté 99 % avec 0,2 % 1,2-époxybutane et 0,19 % épichlorhydrine), ingéré par gavage, a induit une augmentation spécifique de l'incidence des carcinomes et adénomes hépatocellulaires, pour des doses de 1 000 et 2 000 mg.kg^-1.j^-1 durant 78 semaines (NCI, 1976). Chez le rat, aucune augmentation des cancers n'a été notée mais les résultats ont été plus difficiles à interpréter en raison d'un taux de survie faible (24 % chez les rats mâles exposés à 1 250 mg.kg^-1.j^-1). Dans l'étude du NCI, le TCE était stabilisé par des dérivés époxydés (0,2 % de 1,2 époxybutane et 0,19 % d'épichlorhydrine) mais les résultats ont été similaires à ceux de l'étude du NTP, qui avait utilisé du TCE sans dérivés époxydés, stabilisé par 8 ppm d'un composé aminé.
La formation de tumeurs hépatiques chez la souris est liée au métabolisme du TCE propre à cette espèce. En effet, le TCE est rapidement métabolisé en TCA, qui est connu pour induire une prolifération des peroxysomes hépatiques (Chiu, 2011).  Les études menées in vitro sur des cellules hépatiques semblent montrer que le métabolisme est plus proche entre cellules humaines et cellules de rats que cellules de souris (Chiu et al., 2009 ). Par ailleurs, les études menées chez le rat, ne rapportent pas de cancers hépatiques.
Chez la souris, il a été montré que le développement de tumeurs pulmonaires était probablement lié à un métabolisme spécifique au niveau des cellules de Clara. En effet, in vitro, les cellules de Clara de souris métabolisent le TCE en hydrate de chloral mais ne sont pas capables de l’éliminer. L’accumulation de ce métabolite induit une toxicité cellulaire répétée pouvant conduire à des tumeurs. Ces données indiquent un mode de formation des tumeurs chez la souris difficilement extrapolable à l’homme.
Chez le rat, le mode de développement de tumeurs rénales est moins clair. Il pourrait être secondaire à une cytotoxicité localisée mais d’autres mécanismes ne sont pas exclus comme ceux impliquant la voie des glutathion conjugaisons. Une dernière hypothèse est l’excrétion d’acide formique issu de l’inhibition de la voie de la méthionine, mais cette voie n’est pas clairement décrite chez l’homme.

L'effet du TCE inhalé sur la fertilité chez l'homme n'a pas été étudié. Quelques études peu détaillées font état de plaintes concernant des baisses de libido ou de performances sexuelles chez des hommes exposés au TCE (Bardodej et Vyskocil, 1956 ; El Ghawabi et al., 1973) et également d’une incidence accrue de désordres menstruels chez des femmes qui auraient été exposées à des concentrations relativement élevées en TCE (Bardodej et Vyskocil, 1956 ; Zielinski et al., 1973). Toutefois, ces rapports ne donnent pas suffisamment de détails pour permettre d'évaluer la pertinence de ces observations (EC, 2004). Aucun effet sur les fonctions de reproduction n’a été observé chez les personnes exposées au TCE via l’eau de boisson (Byers et al., 1988 ; Freni et Bloomer, 1988 ; Lagakos et al., 1986).

Le TCE inhalé induit des perturbations au niveau de la fertilité. Des souris exposées à 2 000 ppm de TCE durant 5 jours (4 heures par jour) ont présenté des anomalies morphologiques des spermatozoïdes, indiquant un dommage d’ordre génétique durant la spermatogenèse. La NOAEC est de 200 ppm (Land et al., 1981). Dans une autre étude, aucune augmentation de la fréquence des micronoyaux des spermatides n’a été notée pour des concentrations allant jusqu’à 500 ppm durant 5 jours (Allen et al., 1994). Par ailleurs, une revue récente (Lamb et Hentz, 2006) souligne chez la souris la présence de métabolites oxydants du TCE formés dans l’épididyme, qui pourraient, à fortes doses, affecter la maturation et diminuer la motilité des spermatozoïdes. Des rats exposés à 1 800 ppm durant 2 semaines n’ont pas présenté de troubles de la reproduction (Dorfmueller et al., 1979). Concernant les effets tératogènes du TCE inhalé, les NOAEC chez diverses espèces animales (lapin, rat, souris) se situent entre 300 et 500 ppm (expositions durant la gestation) (Dorfmueller et al., 1979 ; Hardin et al., 1981 ; Schwetz et al., 1975).

Les études réalisées chez l’animal confirment le faible impact du TCE ingéré sur les fonctions de reproduction (fertilité, accouplement, performance de reproduction, qualité du sperme) mais indiquent un potentiel tératogène du TCE et de ses métabolites (NTP, 1985, 1986) qui passent facilement la barrière placentaire.

Chez des souris exposées jusqu’à 750 mg.kg^-1.j^-1, de la gestation au sevrage, il a été montré que le TCE n’avait pas d’effet sur la fertilité, l’accouplement et la performance de reproduction, exceptée une diminution de la mobilité des spermatozoïdes chez les souris mâles F₀ et F₁ à la plus forte dose. En revanche, un taux de mortalité de 61 % a été noté au niveau de la descendance F₁ (NTP, 1985).

Les NOAEL pour les fonctions de reproduction se situent entre 300 et 1 000 mg.kg^-1.j^-1 (Dawson et al., 1993 ; Manson et al., 1984 ; NTP, 1985, 1986).

Concernant les effets tératogènes, aucun lien n’a été clairement établi avec l’exposition au TCE par inhalation ou par voie orale (via l'eau de boisson). Toutefois, plusieurs études semblent montrer que des expositions au cours de la gestation induisent des anomalies du développement comprenant des anomalies neuroanatomiques : défauts au niveau du tube neural (Bove et al., 1995 ; Bove, 1996 ; Lagakos et al., 1986) ou des encéphalopathies (White et al., 1997) et des altérations cliniques neurologiques : altération de cognition (Bernad et al., 1987 ; White et al., 1997), un comportement agressif (Bernad et al., 1987, des altérations de la parole et de l’audition Burg et Gist, 1999 ; White et al., 1997). Deux études cas-témoins ont été menées en Finlande pour déterminer les effets de l'exposition professionnelle maternelle (Lindbohm et al., 1990) et paternelle (Taskinen et al., 1989) au TCE et à d'autres solvants sur l'issue de la grossesse. Dans ces deux cas, il a été montré que l'exposition du père ou de la mère au TCE ne constituait pas un facteur de risque pour les avortements spontanés. Aucune malformation fœtale n'a été décelée chez la descendance de 969 femmes finnoises ayant été exposées professionnellement au TCE entre 1963 et 1976 (niveaux d'exposition inconnus) (Tola et al., 1980). En 1973, il a été observé qu'une proportion relativement élevée de patients présentant une maladie cardiaque congénitale, venait d'une zone particulière de la vallée Tucson, en Arizona. La découverte, en 1981, que l'eau potable distribuée dans cette région était contaminée avec du TCE (6 à 239 ppm) et dans une moindre mesure avec du dichloroéthylène et du chrome, a entraîné la réalisation d'une étude pour vérifier si l'incidence de cette maladie congénitale était plus élevée chez les personnes dont les parents avaient été en contact avec l'eau contaminée (Goldberg et al., 1990). Une association positive a été trouvée entre l’apparition de cette maladie congénitale et l’ingestion d’eau contaminée par la mère un mois avant la conception et durant les 3 premiers mois de la grossesse. Toutefois, la prévalence de cette malformation cardiaque dans la zone contaminée n'était pas plus élevée que le niveau basal dans le reste de la vallée. Pour cette raison, et à cause de l'impossibilité de caractériser les niveaux d'exposition réels au TCE, il est considéré qu'aucune relation de cause à effet n'existe (EC, 2004). Dans une étude menée sur des sites industriels contaminés aux composés organiques volatis à New York, il a été évalué l’effet sur les nouveaux-nés de l’exposition des mères (Forand et al., 2012). Pour les zones contaminées au TCE , une augmentation significative du petit poids de naissance (RR = 1,36, IC 95 :1,07-1,73), des restrictions de croissance (RR = 1,68, IC 95 : 1,20-2,34), d’altérations cardiaques (RR = 2,15, IC 95 : 1,27-3,62) en particulier les anomalies cardiaques conotrucales (RR = 4,91, IC 95 :1,58-15,24).

Le conus est le segment myocardique situé entre le ventricule et les valves semi-lunaires, qui donne naissance aux cônes sous-artériels. Le tronc est le segment fibreux entre les valves semi-lunaires et le sac aortique qui donne naissance aux grandes artères.

Plusieurs auteurs ont étudié les effets du TCE sur le développement pour des concentrations n’entraînant pas de toxicité maternelle (< 1 800 ppm) chez le rat (Carney et al., 2006 ; Dorfmueller et al., 1979 ; Healy et al., 1982 ; NIOSH, 1980 ; Schwetz et al., 1975), la souris (Schwetz et al., 1975) et le lapin (NIOSH, 1980) et n’ont pas montré d’effet pour des expositions par inhalation.

Une exposition par voie orale via l’eau de boisson induirait des effets neurotoxiques à des doses de 30 – 110 mg.kg^-1.j^-1 (Isaacson et Taylor, 1989 ; Noland Gerbec et al., 1986 ; Taylor et al., 1985). Les effets rapportés correspondent à une altération du comportement (augmentation de l’activité), du métabolisme du cerveau (dépression de l’absorption de 2-déoxyglucose) et de la morphologie du cerveau (diminution du nombre de fibres myélinisées dans une région) chez les nouveau-nés. Il a aussi été observé chez des souriceaux mâles que l'exposition postnatale (entre le 10^ème et le 16^ème jour), par gavage à des doses de 50 et 290 mg.kg^-1.j^-1 de TCE dans une émulsion à 20 % d’huile d’arachide durant 7 jours, induit une diminution de la capacité à se dresser sur les pattes arrières à 60 jours, indiquant un effet sur la maturation du cerveau à la dose de 50 mg.kg^-1.j^-1 (Fredriksson et al., 1993).

Des malformations cardiaques ont été observées chez les fœtus de rats (Sprague Dawley) des femelles exposées 2 mois avant et/ou pendant toute la gestation à des teneurs en TCE de 1,5 et 1 100 mg.L^-1 (équivalentes à 0,18 ou 132 mg.kg^-1.j^-1) dans l'eau de boisson. Les animaux exposés uniquement pendant la gestation et à la dose la plus élevée présentent des effets similaires mais ils ne sont pas statistiquement significatifs à la dose la plus faible (Dawson et al., 1993).

Les NOAEL pour les effets tératogènes chez la souris et le rat sont d'environ 300 mg.kg^-1.j^-1 lorsque le TCE est administré dans la nourriture durant 17 à 18 semaines (NTP, 1985 ; NTP, 1986) mais de moins de 0,18 à 30 mg.kg^-1.j^-1 lorsque le TCE est administré dans l'eau de boisson durant la période de gestation et de sevrage (Taylor et al., 1985 ; Dawson et al., 1993).

Une étude plus récente a été menée chez la rate Sprague Dawley exposée du 1^er au 22^ème jour de la gestation aux doses de 0 – 0,00045 – 0,048 – 0,218 ou 129 mg.kg^-1.j^-1via l’eau de boisson (Johnson et al., 2003). Une augmentation statistiquement significative du pourcentage d’anomalies cardiaques et du pourcentage de portées présentant des anomalies cardiaques a été mise en évidence dès 0,048 mg.kg^-1.j^-1. Dans une autre étude menée chez la souris B6C3F1, une exposition à 0 – 1 400 – 14 000 ppb dans l’eau de boisson a été pratiquée du premier jour de la gestation jusqu’à 3 à 8 semaines chez les jeunes (Peden-Adams et al., 2006). Une absence de réponse au test des cellules formatrices de plaques d'hémolyse est observée chez les mâles âgés de 3 à 8 semaines et chez les femelles âgées de 8 semaines. Un allongement du temps de réponse au test d’hypersensibilité est rapporté chez les femelles de 8 semaines. Ces effets étant plus marqués à la dose la plus élevée.

Une analyse de l’ensemble des résultats in vivo et in vitro concluent que le TCE induit des effets cardiaques lors d’exposition lors des fenêtres de sensibilité du développement fœtal (Makris et al., 2016).