La toxicité chronique des PCB (PCB-DL ou PCB-NDL) est essentiellement corrélée à la charge tissulaire cumulée (niveau d’imprégnation corporel) et non directement à la quantité consommée à un instant donné (AFSSA 2010). La toxicité des PCB varie notablement selon les espèces et selon les différents congénères au sein d’une même espèce ; le nombre et la position des atomes de chlore sur les noyaux phényles déterminant leur toxicité.

Les principaux effets associés à une exposition chronique aux PCB chez l’homme sont des effets neurologiques, immunologiques, hématologiques, endocriniens et dermatologiques.

Les principales caractéristiques des grandes études épidémiologiques réalisées chez l’homme dans le cadre d’une exposition chronique sont présentées ci-dessous :

- Cohorte du Michigan : étudie les altérations du développement neurocomportemental de 313 enfants nés de mères exposées ou non aux PCB par la consommation de poissons des Grands Lacs. La durée moyenne d’exposition des mères est de 15,9 ans et le taux moyen sérique de 6,1 ppb chez les exposées (ATSDR 2000).

- Cohorte d’Oswego : étude similaire à celle du Michigan chez 559 enfants nés entre 1991 et 1994 de mères dont la consommation de poissons contaminés est divisée en trois groupes (forte, faible, nulle) (ATSDR 2000).

- Cohorte de Caroline du Nord : étudie la relation entre une exposition prénatale et postnatale aux PCB et la croissance et le développement de 931 enfants. Elle concerne des femmes de la population générale n’ayant pas été exposées à de fortes concentrations de PCB (ATSDR 2000).

- Etude prospective hollandaise : évalue les effets possibles d’une exposition prénatale et postnatale aux PCB et dioxines chez 418 paires mères/enfants. L’exposition moyenne est évaluée par la mesure de 4 congénères (PCB 118, 138, 153 et 180) dans le sang du cordon (0,45 ppb) et le lait maternel (430 ppb) (ATSDR 2000).

- Cohorte slovaque (PCBRISK) : évalue l’imprégnation des populations, 2 047 adultes et 434 enfants, et les risques sanitaires liés à l’exposition d’une population via l’alimentation (Cerna, Maly et al. 2008) ; (Jursa, Chovancova et al. 2006) ; (Petrik, Drobna et al. 2006). L’imprégnation de la population a été évaluée par le suivi de 15 PCB (28, 52, 101, 105, 114, 118, 123, 138, 153, 156, 157, 167, 170, 180, 189). Chez l’adulte, des niveaux moyens d’imprégnation sont de l’ordre de 2 000 ng.g^-1 de lipides plasmatiques et pouvant atteindre 3 500 ng.g^-1 de lipides plasmatiques chez les plus exposés. Chez l’enfant de 8-9 ans, des niveaux moyens d’imprégnation sont de l’ordre de 570 ng.g^-1 de lipides plasmatiques, atteignant 1 200 ng.g^-1 chez les plus exposés.

Les principaux effets observés dans les différentes cohortes ainsi que ceux d’autres cohortes sont présentées ci-dessous.

Effets respiratoires

Une méta-analyse regroupant 4 608 paires mères/enfants sélectionnés à partir de 10 études de cohorte de naissances réparties dans 7 pays européens, a mis en évidence une association entre l’augmentation de l’exposition in utero au PCB-153 et le risque de bronchite chez les enfants avant 18 mois (RR = 1,06 [1,01- 1,12]) (Gascon et al., 2014).

Effets gastro-intestinaux

Des salariés d’usines de fabrication de transformateurs, exposés par inhalation de 0,00001 à 0,012 mg.m^-3 d’Aroclor 1260, présentent une diminution significative de l’appétit (Emmett, Maroni et al. 1988a). Des symptômes gastro-intestinaux (anorexie, nausées, vomissements, douleurs abdominales) et une perte de poids ont également été décrits chez des salariés d’usines de fabrication de condensateurs exposés à divers Aroclors à la concentration moyenne de 0,007 à 11 mg.m^-3 (Fischbein, Wolff et al. 1979).

Effets hépatiques/pancréatiques

Une augmentation des taux sériques d’enzymes hépatiques (gamma-glutamyl transpeptidase, alanine aminotransférase, aspartate aminotransférase, phosphatase alcaline et/ou lactate deshydrogénase) a été corrélée avec les taux sériques de PCB dans de nombreuses études épidémiologiques ou lors de la surveillance de salariés exposés (ATSDR, 2000 ; Serdar et al., 2014).

De nombreuses études ont permis d’établir un lien entre l’imprégnation aux polluants organiques persistants, dont les PCB et l’apparition de diabète de type 2 (Lee et al., 2006 ; Hofe et al., 2014 ; Song et al., 2016).

Effets thyroïdiens

Les différentes études épidémiologiques suggèrent un lien entre l’exposition aux PCB et des anomalies des hormones thyroïdiennes. Les études menées chez les adultes et les enfants (ATSDR 2000) ont signalé des corrélations positives ou négatives entre l’exposition aux PCB et les taux circulants de TSH (thyroid stimulating hormone), T4 (thyroxine) ou T3 (triiodothyronine) (Meeker, Altshul et al. 2007) ; Chevrier et al., 2008). Toutefois, ces résultats ne semblent pas suffisants pour conclure à une altération de la fonction thyroïdienne chez des populations exposées à des fortes concentrations de PCB au niveau environnemental (Donato, Zani et al. 2008). Dans une étude cas-témoins de 795 victimes de l’accident de Yu-Cheng et 693 témoins appariés sur l’âge et le sexe, une augmentation du risque de goitre est signalée (Guo, Yu et al. 1999).

Une augmentation du volume de la thyroïde a été observée chez des salariés d’une usine de production de PCB et également chez des adolescents habitant à côté de cette usine (Langer, Tajtakova et al. 1998).

Dans la cohorte européenne PCBRISK, diverses modifications des paramètres fonctionnels de la thyroïde ont notamment été observées (Langer, Kocan et al. 2003) et (Langer, Kocan et al. 2009), telles qu’une augmentation du volume thyroïdien associée à une augmentation de la thyroxine libre (FT4) notamment chez les hommes les plus exposés. Même si les concentrations sériques en hormones thyroïdiennes restent proches des valeurs normales, les travailleurs exposés et les résidents à proximité de site présentent une augmentation de la prévalence des anticorps anti-peroxydase de la thyroïde (Langer, Kocan et al. 2003) ; (Langer, Kocan et al. 2005) ; (Langer, Kocan et al. 2009). Il s’agit donc d’une altération de l’homéostasie de la thyroïde qui constitue l’effet endocrinien le plus critique (AFSSA 2010).

Comme le rapporte l’AFSSA en 2010, sur la base de ces effets critiques, une BMDL de l’ordre de 10 000 ng PCB g^-1 de lipides plasmatiques qui correspond au niveau d’imprégnation associé à un volume thyroïdien de 16 mL et un niveau sanguin de thyroxine libre (FT4) de 21 pmol.L^-1 a été proposée (Trnovec, Sovcikova et al. 2008). Cette BMD_L est cohérente avec les niveaux d’imprégnation entraînant une différence significative du volume thyroïdien chez les populations exposées aux PCB par rapport aux individus témoins et avec les niveaux sans effet sur l’augmentation du volume thyroïdien (Langer, Kocan et al. 2003).

Par ailleurs, l’analyse détaillée des données relatives aux adultes de la cohorte PCBRISK montre une corrélation significative entre les niveaux d’imprégnation en PCB et les taux sanguins d’hormones thyroïdiennes (FT4 et TT3) et de thyrotropine (TSH) (p>0,001), notamment une augmentation significative des taux de FT4 et TT3 pour des niveaux moyens d’imprégnation en PCB de l’ordre de 5 800 ng.g^-1 de lipides. Pour ce qui concerne la TSH, une augmentation du pourcentage d’individus présentant des valeurs inférieures à 0,5 mU.L^-1 (signe d’hyperthyroïdie) a été notée à partir de 2 349 ng PCB.g^-1 de lipides.

Effets oculaires et dermatologiques

Des manifestations oculaires classiques (hypersécrétion des glandes de Meibomius et une pigmentation anormale de la conjonctive) ont été observées chez des salariés d’usines de fabrication de condensateurs exposés à divers Aroclors à la concentration moyenne de 0,007-11 mg.m^-3 pendant plus de 5 ans (Fischbein, Rizzo et al. 1985), et La chloracné a été fréquemment décrite par le passé chez des salariés d’usines de fabrication de condensateurs (Meigs, Albom et al. 1954, Bertazzi, Riboldi et al. 1987).

Effets immunologiques

Effets péri- et post-nataux

Le nombre de maladies infectieuses de l’enfant (rhumes, otalgies et/ou syndrome grippal) pendant les quatre premiers mois de la vie a été positivement corrélé avec les taux maternels de PCB, dans une étude chez des femmes consommant des poissons des Grands Lacs contaminés par les PCB (Smith 1984). Des enfants Inuits dont les mères ont consommé des quantités importantes de graisses de mammifères marins riches en PCB ont souffert plus fréquemment que les autres d’otites (Dewailly, Ayotte et al. 1993, Dewailly, Ayotte et al. 2000). Cependant, les données sont insuffisantes pour identifier si l’effet est dû à la présence de PCB, d’hexachlorobenzène, de p,p’-dichlorodiphényléthane ou d’autres composés chimiques (Stolevik et al., 2011 ;(ATSDR 2000)).

L’étude danoise a mis en évidence des modifications de la sous population des lymphocytes T (CD8+) chez les enfants (Weisglas-Kuperus, Sas et al. 1995) sans augmentation de l’incidence des infections (otite, rhinite, bronchite ou amygdalite) ou diminution des concentrations d’anticorps contre les maladies infantiles au cours des 18 premiers mois de la vie. Cependant, à 42 mois la charge corporelle en PCB est associée à une élévation de la prévalence des infections récurrentes de l’oreille moyenne, du virus varicelle-zona et d’une faible prévalence des réactions allergiques (Weisglas-Kuperus, Patandin et al. 2000). Dans les études pour des enfants en âge scolaire, des expositions post-natale élevées aux PCB via la lactation montrent une association statistiquement significative avec une prévalence élevée des infections récurrentes de l’oreille moyenne (Weisglas-Kuperus, Vreugdenhil et al. 2004).

Enfin, une diminution statistiquement significative du titrage des anticorps anti-anatoxine diphtérique post-vaccinal est observée chez des enfants de 18 mois nés dans les îles Féroé et présentant des niveaux d’exposition aux PCB élevés (p = 0,002) (Heilmann, Grandjean et al. 2003).

Effets chez les adultes

Une étude rétrospective a été menée chez 23 suédois de sexe masculin, d’âge moyen 39,4 ans, ayant consommé une grande quantité de poisson en provenance de la mer Baltique (Svensson, Hallberg et al. 1994). Un groupe témoin est constitué de 20 hommes faibles consommateurs de poisson. Les individus grands consommateurs de poisson présentent une faible proportion et un faible nombre de lymphocytes « natural killer » (identifiés par les marqueurs CD56) dans leur sang périphérique par rapport aux témoins.

Effets neurologiques

Des expositions professionnelles à un mélange de PCB de qualité technique ont mis en évidence des symptômes neurologiques sans lien avec un dysfonctionnement spécifique (Emmett, Maroni et al. 1988a) ; (Fischbein, Wolff et al. 1979) ; (Smith, Schloemer et al. 1982).

Dans la cohorte du Michigan, l’exposition prénatale aux PCB est associée à une discrimination visuelle moins efficace, à un plus grand nombre d’erreurs dans les tests de mémoire à court terme à l’âge de 4 ans (Jacobson, Jacobson et al. 1992), à des scores plus faibles de quotient intellectuel et une moins bonne compréhension de la lecture à l’âge de 11 ans (Jacobson and Jacobson 1996).

Dans la cohorte d’Oswego, les enfants du groupe le plus exposé présentent un plus grand nombre de réflexes anormaux et des réponses autonomes moins matures que dans les autres groupes (Lonky, Reihman et al. 1996). A 6, 12 et 38 mois, des effets neurodéveloppementaux sont bien corrélés avec l’exposition périnatale aux PCB mais ils sont retrouvés à 54 mois (Darvill, Lonky et al. 2000) ; (Stewart, Reihman et al. 2000) ; (Stewart, Reihman et al. 2003)).

Dans la cohorte de Caroline du Nord, il est noté une diminution significative de l’indice de développement psychomoteur à 6 et 12 mois corrélée à une exposition prénatale aux PCB (Gladen, Rogan et al. 1988). Les études épidémiologiques américaines réalisées chez des populations vivant autour des Grands Lacs indiquent un déficit de développement psychomoteur et d’apprentissage du langage chez les jeunes enfants (Landrigan 2001). Il a été observé une corrélation positive entre l’exposition d’adultes aux PCB et le rétrécissement de leur champ de vision, la diminution de la perception des couleurs, une moins bonne mémorisation du langage et une capacité auditive réduite (Kilburn 2000).

Une étude européenne menée sur les cohortes des îles Féroé (Steuerwald, Weihe et al. 2000) et de Düsseldorf ((Winneke, Bucholski et al. 1998) ; (Walkowiak, Wiener et al. 2001) a montré une association entre concentrations en PCB et l’altération du développement mental à 30 mois en Allemagne et à 42 mois aux îles Féroé et en Allemagne. Ces effets ne sont pas retrouvés à 72 ou 77 mois respectivement pour les deux cohortes (Vreugdenhil, Slijper et al. 2002) ; (Winneke, Kramer et al. 2005). Dans l’étude danoise, il a été montré une relation entre l’exposition prénatale aux PCB via le sang du cordon et une féminisation du comportement ludique de jeunes garçons en âge scolaire (Vreugdenhil, Slijper et al. 2002).

Il n’a pas été décelé de troubles auditifs chez des jeunes de 12 ans et plus présentant une concentration moyenne en PCB de 0,820 ppb dans le sang total (ng.g^-1) (Longnecker, Hoffman et al. 2004).

Effets cardiovasculaires

Une augmentation des pressions sanguines systolique et diastolique dans la population générale serait associée de manière statistiquement significative avec les concentrations sériques en PCB (Kreiss, Zack et al. 1981) mais le lien de causalité reste incertain. Les PCB interfèreraient avec le métabolisme des lipides (Tokunaga and Kataoka 2003) ; (Grandjean and Weihe 2003) entrainant une altération des lipides et lipoprotéines en faveur de profil à risque cardiovasculaire élevé (Bell, Iverson et al. 1994) ; (Lind, Orberg et al. 2004).

Effets dentaires

Les jeunes de la cohorte Yucheng présentent des altérations dentaires qui se caractérisent par une diminution du nombre de germes dentaires et du nombre de dents définitives à l’âge de 11 ans (Wang, Chen et al. 2003).

La grande majorité des données disponibles concernent des expositions par voie orale.

Plusieurs études évaluent les effets des PCB au cours d’expositions chroniques chez le rongeur. De nombreux effets sont rapportés correspondant à des effets hépatiques, cutanés mais également sur le système immunitaire, nerveux et hormonal. Les principales études disponibles sont brièvement décrites ci-dessous : elles sont regroupées par type de PCB (mélange, PCB-DL ou NDL).

Effets généraux et hépatiques

Mélanges de PCB

Une des études parmi les plus complètes a été conduite sur les 4 Aroclors les plus utilisés commercialement : 1016, 1242, 1254 et 1260 (Mayes, McConnell et al. 1998). Ces composés () ont été administrés dans la nourriture pendant 24 mois à des groupes de rats Sprague-Dawley (50 mâles et 50 femelles), à deux ou trois doses variant de 2,0 - 11,2 (Aroclor 1016), de 2,0 - 5,7 (Aroclor 1242), de 1,0 - 6,1 (Aroclor 1254) et de 1,0 - 5,8 mg.kg^-1.j^-1 (Aroclor 1260). Les effets sur le foie et sur le poids corporel sont résumés dans le tableau ci-dessous, les LOAEL et NOAEL sont également indiqués.

Synthèse des principaux effets chez les rats exposés pendant 24 mois (Mayes, McConnell et al. 1998)

ä : augmentation, AST : aspartate aminotransférase, ALT : alanine aminotransférase, GGT : gamma glutamyl transpeptidase, M : mâles, F : femelles, * : diminution du poids de 15 %, ** : diminution du poids de 28 %.

Une diminution du gain de poids corporel a également été observée chez des rats exposés à 0,009 mg.m^-3 d’Aroclor 1242 pendant 30 jours (Casey, Berger et al. 1999), le gain de poids était de 39 % chez les témoins et de 33 % chez les exposés.

Une augmentation des taux de coproporphyrines urinaires a été observée chez des rats ayant ingéré 0,3 ou 1,5 mg.kg^-1.j^-1 d’Aroclor 1242 pendant 2 à 6 mois(Bruckner, Khanna et al. 1974).

Les PCB peuvent perturber la production et les taux d’hormones thyroïdiennes au niveau de la thyroïde et des tissus périphériques, interférer avec leur transport aux tissus périphériques et accélérer leur clairance (ATSDR 2000).

L’exposition à long terme de singes à de faibles doses de PCB par voie orale produit des altérations similaires à celles observées chez des hommes exposés à de fortes concentrations (ATSDR 2000). Ainsi, des singes exposés à 0,1 mg.kg^-1.j^-1 d’Aroclor 1248 pendant 12 mois (Allen and Norback 1976), ou à 0,2 mg.kg^-1.j^-1 d’Aroclor 1254 pendant 12 - 28 mois (Tryphonas, Arnold et al. 1986a) ; (Tryphonas, Charbonneau et al. 1986b) ; (Tryphonas, Arnold et al. 1986a, Tryphonas, Charbonneau et al. 1986b, Arnold, Mes et al. 1990) présentent une alopécie, un œdème péri-orbital, de l’acné, une perte des ongles, une hyperplasie et une nécrose gingivale.

Des groupes de 4 singes femelles (80 Macaca mulatta au total de 11 ans en moyenne répartis dans 4 différentes salles d’essais) ont été exposés à des doses de 0 - 0,005 -0,02 – 0,04 – et 0,08 mg.kg^-1.j^-1 d’Aroclor 1254 (capsules auto-ingérées) pendant 37 mois. Le traitement n’a pas eu d’incidence sur l’état de santé général des animaux, sur la consommation de boissons, d’aliments ou encore sur la durée des cycles œstraux. En revanche, les auteurs rapportent des exsudats oculaires liés à la dose pour la fréquence d’apparition (p = 0,001), une inflammation et/ou une proéminence des glandes de Meibomius également dose-dépendante pour la fréquence totale (p = 0,014), ainsi qu’une croissance déformée des ongles des pieds et des mains (augmentation significative de la fréquence d’apparition p = 0,03 et p = 0,001 respectivement dans tous les groupes traités) (Arnold, Bryce et al. 1993a).

PCB-DL

Une étude de toxicité chronique et de cancérogenèse a été menée chez des rats femelles Sprague Dawley exposés par gavage aux doses de 0 – 30 – 100- 175 – 550 – 1 000 ng.kg^-1.j^-1 de PCB-126 (PCB-DL) en solution dans de l’huile de maïs dans l’acétone (99 :1) 5 jours par semaine, pendant 2 ans (NTP 2006a). Un lot supplémentaire a reçu la dose de 10 ng.kg^-1.j^-1 pendant 53 semaines et un autre lot a été exposé à 1 000 ng.kg^-1.j^-1 de PCB-126 pendant 30 semaines puis à la solution d’huile de maïs et d’acétone pour la fin de l’étude. Les résultats de cette étude relatifs aux effets cancérogènes sont décrits plus loin. Une diminution des poids absolu et relatif du foie est observée à toutes les doses et corrélée avec l’augmentation de l’incidence de l’hypertrophie hépatocellulaire. A 2 ans, une augmentation de la toxicité hépatique est observée et est caractérisée par une augmentation de l’incidence de nombreuses lésions comprenant une hypertrophie des hépatocytes, des hépatocytes polynucléés, des modifications de la répartition des graisses, une hyperplasie du canal biliaire, la présence de kystes des canaux biliaires, hyperplasie des cellules ovales, une nécrose, une pigmentation, une inflammation, une hyperplasie nodulaire, une fibrose portale et une cholangiofibrose. Une relation dose-effet est mise en évidence pour de nombreux effets : inflammation chronique, atrophie acinaire et vacuolisation cytoplasmique acinaire du pancréas, inflammation chronique des artères pancréatiques, néphropathies, cardiomyopathies, hypertrophie des cellules folliculaires de la thyroïde, inflammation chronique des artères mésentériques et atrophie lymphoïde folliculaire de la rate.

Une étude similaire réalisée avec le PCB-118 aux doses 0 – 100 - 220 – 460 – 1 000 et 4 600 de PCB-118 en solution dans de l’huile de maïs dans l’acétone (99 :1) 5 jours par semaine, pendant 2 ans (groupe satellite de 50 femelles exposées 53 semaines à la plus forte dose) a entraîné une augmentation de l’incidence de nombreux effets non néoplasiques avec notamment une hypertrophie, hyperplasie et fibrose hépatique, une métaplasie pulmonaire, une atrophie du cortex des glandes surrénales, une inflammation et vacuolisation cytoplasmique au niveau du pancréas et une hypertrophie de la thyroïde (NTP 2010).

Une autre étude a analysé le mélange des congénères PCB-126 et PCB-118 (tous les deux PCB-DL) administré par gavage dans un mélange d’huile de maïs et d’acétone (99 :1), 5 jours par semaine pendant 2 ans (NTP 2006b). Les doses de 0 - 7 – 27 – 72 – 216 - 360 ng TEQ.kg^-1 ont été administrées. Un lot supplémentaire a été exposé à la dose la plus élevée pendant 30 semaines puis au solvant. Les résultats de cette étude relatifs aux effets cancérogènes sont décrits plus loin. Ce mélange de PCB induit une toxicité hépatique significative. A la dose la plus élevée, une augmentation de l’incidence des hépatocytes multinucléés, et un changement des graisses diffuses, une hypertrophie des hépatocytes, une pigmentation hépatique, une hyperplasie nodulaire, une fibrose centrolobulaire, une cholangiofibrose, une hyperplasie des cellules ovales, une hyperplasie des canaux biliaires et une fibrose portale sont rapportés. Sont également observées une atrophie du thymus, une hypertrophie des cellules folliculaires de la thyroïde, une atrophie du cortex surrénalien et une vacuolisation cytoplasmique acinaire du pancréas, une augmentation de la sévérité des néphropathies, une cardiomyopathie et une inflammation chronique des artères coronaires, une inflammation de l’épicarde et une inflammation des artères mésentériques et pancréatiques. Enfin, des hémorragies du cerveau, des nodules lymphatiques mandibulaires, mésentériques et médiastinaux, une hyperplasie du pré-estomac, une hyperplasie de l’épithélium nasal, une métaplasie de l’épithélium olfactif et une atrophie des follicules lymphoïdes de la rate sont observés.

PCB-NDL

Une autre étude a été menée dans des conditions proches utilisant du PCB-153 (PCB-NDL) administré par gavage dans un mélange d’huile de maïs et d’acétone (99 :1), 5 jours par semaine pendant 2 ans (NTP 2006c). Les doses de 0 – 10 – 27 – 100 – 300 – 1 000 – 3 000 µg.kg^-1 ont été administrées. Un lot supplémentaire a été exposé à la dose la plus élevée pendant 30 semaines puis au solvant. Les effets observés correspondent essentiellement à des effets non cancéreux ; les rares effets relatifs aux effets cancérogènes sont décrits plus loin. Une augmentation statistiquement significative de l’hypertrophie des hépatocytes est mesurée à 1 000 et 3 000 µg.kg^-1, dès 14 semaines d’exposition dès 300 µg.kg^-1 et pour desexpositions de 31 ou 53 semaines. A 2 ans d’exposition, une hypertrophie des hépatocytes est observée de manière statistiquement significative à toutes les doses. Une augmentation de l’incidence de la modification de la répartition des graisses, d’hyperplasie des cellules ovales et une pigmentation hépatique sont également identifiées. Une inflammation des ovaires et des oviductes et une inflammation suppurative de l’utérus sont observées ainsi qu’une hypertrophie moyenne à modérée des cellules folliculaires de la thyroïde.

Mélange connu de PCB-DL et NDL

Enfin, une quatrième étude relative au mélange de deux PCB, PCB-126 (PCB-DL) et PCB-153 (PCB-NDL), a été menée avec différentes proportions du mélange soit un mélange 50/50 des deux composés pour des doses de 0 – 10 – 100 – 300 – 1 000 ng.kg^-1 correspondant à une dose globale de 0 – 1 – 10 – 30 – 100 ng TEQ.kg^-1 soit une dose fixe de 300 ng.kg^-1 de PCB-126 et une dose croissante de 100 – 300 – 3 000 µg.kg^-1 de PCB-153 pour un équivalent constant de 30 ng TEQ.kg^-1 (NTP 2006d). Cette double exposition induit de nombreux effets tant cancéreux que non cancéreux seuls les effets non cancéreux sont décrits ici, les autres sont rapportés plus loin. Il s’agit de nombreux effets hépatiques mais aussi pulmonaires, des effets au niveau de la muqueuse orale, du pancréas, du cortex surrénalien, de la thyroïde, du thymus, des reins, du nez et du pré-estomac.

Effets sur le système immunitaire

Mélanges de PCB

Chez des singes Rhésus femelles exposées par voie orale à 0 - 0,005 - 0,02 - 0,04 -
0,08 mg.kg^-1.j^-1 d’Aroclor 1254, une évaluation du statut immunitaire a été effectuée après 23 mois (Tryphonas, Hayward et al. 1989) et 55 mois (Tryphonas, Luster et al. 1991a) ; (Tryphonas, Luster et al. 1991b). Une diminution du taux d’IgM et d’IgG en réponse à une immunisation par des érythrocytes de mouton a été observée après 23 mois. La réponse immunitaire induite par les érythrocytes de mouton est d’une importance particulière, puisqu’elle met en jeu les trois principales cellules du système immunitaire (les macrophages, les lymphocytes B et T). Des effets similaires ont été notés chez les petits nés de mères exposées pendant la grossesse et la lactation.

Effets sur le système nerveux

Mélanges de PCB

L’exposition de singes à l’Aroclor 1248 pendant la gestation et jusque 3 mois après la naissance des petits a entraîné une augmentation de l’activité locomotrice des nouveau-nés à 6 et 12 mois ((Bowman, Heironimus et al. 1978)). L’administration dans la nourriture de PCB 28 à des jeunes rats Sprague Dawley femelles et mâles pendant 90 jours a entraîné une augmentation significative des concentrations en dopamine au niveau du locus niger[1] chez les femelles (Chu, Villeneuve et al. 1996). Une altération des performances neurocomportementales indicative d’un retard d’acquisition a été observée chez des singes exposés (5 à 8 animaux par lot) oralement à 0 ou 7,5 µg.kg^-1.j^-1 de la naissance jusque l’âge de 20 semaines, à un mélange de congénères de PCB (16 au total dont les PCB-74 (10,4 %), PCB-118 (12,8 %), PCB-138 (17,5 %), PCB-153 (18,6 %), PCB-180 (12,8 %) analogue à la composition des congénères du lait maternel humain (Rice 1997, Rice and Hayward 1997, Rice 1998, Rice 1999, Rice and Hayward 1999). La dose représente l’apport journalier moyen d’un enfant nourri avec du lait maternel contenant 50 ppb de PCB (concentration maximale dans le lait maternel recommandée par Santé Canada). Une série de plusieurs tests neurocomportementaux a été menée à 3 ans, 4,5 ans et 5 ans.

Une altération du comportement reflétant des défauts d’apprentissage spatial et de mémoire ont été mis en évidence chez des jeunes singes exposés pendant 18 mois à 0,08 mg.kg^-1.j^-1 d’Aroclor 1248 (Levin, Schantz et al. 1988). L’Aroclor 1016 testé à la dose de 0,008 mg.kg^-1.j^-1 n’altère pas les performances d’apprentissage et de mémoire (Levin, Schantz et al. 1988). Des effets relatifs à la discrimination spatiale sont cependant observés à la dose de 0,03 mg.kg^-1.j^-1 (Schantz, Levin et al. 1989).

PCB-DL

Plusieurs études menées avec des PCB-DL montrent un effet sur le comportement chez les rats. Des expositions au PCB-77 au cours de la gestation puis chez les rates allaitantes induit une modification de la relation mère-jeunes évaluée sur la base de tests comportementaux à J13-14 après la naissance (Cromwell, Johnson et al. 2007). Un comportement anxiogène modifiant la relation mère-jeune est également décrit lors d’une exposition au PCB-126 au cours de la gestation (Orito, Gotanda et al. 2007).

Expositions professionnelles

Avant l’interdiction d’utilisation des PCB survenue dans les années 1980 en fonction des pays, les salariés étaient exposés aux PCB par inhalation et par voie cutanée, alors qu’aujourd’hui l’exposition professionnelle se fait majoritairement par voie cutanée. On note une nette diminution des niveaux de l’exposition en milieu industriel qui diffèrent aujourd’hui peu de ceux de l’exposition environnementale (IARC, 2016). 

Une étude de cohorte italienne de Bertazzi, Riboldi et al. (1987) a analysé la mortalité par cancer chez 2 100 salariés d’une usine de fabrication de condensateurs (544 hommes, 1 556 femmes), employés au moins une semaine, et exposés entre 1946 et 1980 à des mélanges de PCB contenant de 54 % à42 % de chlore. Sur les 64 décès observés, 26 l’étaient par cancer. Chez les hommes, il est observé une augmentation significative du nombre de décès par cancer gastro-intestinal par rapport aux taux nationaux (6 cas observés contre 2,2 attendus, soit un SMR de 2,74 (IC_95% :1,12 - 5,72), et chez les femmes, par cancer hématologique par rapport aux taux locaux (4 cas observés contre 1,1 attendu) (p<0,05) (Bertazzi, Riboldi et al. 1987). Les données actualisées de cette cohorte, incluant 373 hommes et 97 femmes employés dans une seconde usine entre 1950 et 1982, confirment un excès significatif de mortalité par cancer gastro-intestinal, hommes et femmes confondus (SMR = 1,2 ; IC_95% : 1,2 – 5,3), et précisent l’augmentation significative de mortalité par lymphomes (SMR = 1,9 ; IC_95% : 1,1 – 1,3) dans les deux sexes (Pesatori et al., 2013).

Une étude de cohorte américaine de Brown (1987) a initialement analysé la mortalité par cancer chez 2 588 salariés de deux usines de fabrication de condensateurs (1 270 hommes, 1318 femmes  Massachusetts-New York), employés au moins 3 mois, et exposés à de l’Aroclor 1254, puis 1242 et 1016 entre 1939 et 1977. Sur les 295 décès observés, 62 l’étaient par cancer. Par rapport aux taux nationaux, il est observé une augmentation significative du nombre de décès par cancer du foie, de la vésicule biliaire et du tractus biliaire (5 cas observés contre 1,9 attendu soit un SMR de 2,63, p<0,05) (Brown 1987). D’autres auteurs rapportent dans cette même cohorte un excès de mortalité statistiquement significatif pour les mélanomes malins (7 cas observés contre 2 cas attendus, soit un SMR de 3,50 (IC95% :  1,40 - 7,30) (Sinks, Steele et al. 1992). Cette cohorte a été ultérieurement étendue en 1999 à 14 458 salariés également exposés aux PCB, toujours sur une période minimum de 3 mois (Prince et al., 2006b). Un excès de mortalité par myélomes multiples pour les deux sexes confondus (SMR de 1,85 avec un IC_95% : 1,23 – 2,67), de même que chez les hommes par cancer de l’estomac en particulier avec l’augmentation de la dose cumulée (p = 0,039) ou encore par cancer intestinal chez les femmes les plus exposées (SMR de 1,31 ; IC_95% : 1,02 – 1,66). Chez les salariés exposés plus de 90 jours uniquement, les auteurs observent un excès de mortalité à la fois pour les mélanomes et pour le cancer du cerveau avec des SMR respectifs de 2,7 (IC95% : 1,1 – 5,2) et  2,1 (IC95% : 1,1 – 3,8), en particulier chez les femmes (Ruder et al., 2006). On note également dans cette cohorte, une relation dose-réponse forte entre l’exposition aux PCB et la mortalité par cancer de la prostate (p<0,01) (RR de 6,1 avec un IC_95% : 2 – 18 dans le groupe de salariés les plus exposés ≥ 2300 unités/année).

Enfin, une cohorte de 2 588 travailleurs employés dans deux usines américaines qui produisent des condensateurs, considérés comme fortement exposés aux PCB entre 1939 et 1977, a montré une relation dose-réponse forte entre exposition aux PCB et la mortalité par cancer de la prostate (Prince, Ruder et al. 2006).

Dans le cadre d’une étude sur le cancer du sein, lancée par le National Institute of Occupational Safety and Health (NIOSH) à partir du regroupement de 25 000 travailleurs des cohortes américaines citées précédemment (Massachusetts-New York-Indiana) (Ruder et al., 2014), un total de 5 752 femmes employées dans l’une de ces 3 usines pendant une année au minimum ont été recrutées (Silver et al., 2009). Bien que le taux d’incidence de mortalité par cancer du sein ne soit globalement pas significatif avec néanmoins des effets liés au temps de travail ou à l’exposition cumulée, un risque relatif significatif de 1,3 (IC_95% 1,1 – 5,2) est observé chez les femmes de couleurs uniquement et pour une exposition cumulée de 1 000 unités/année.

Dans le même secteur de la fabrication et la réparation de transformateurs, 2 222 hommes ont été exposés au Canada (Manitoba) entre 1946 et 1975 aux PCB (huiles minérales Askarels) (Yassi et al., 2003). Un excès de mortalité par cancer des voies digestives en particulier de l’estomac avec un SMR de 5,1 (IC_95% : 9,6-18) et du pancréas avec un SMR de 7,5 ( IC_95% : 1,5 -2,2) sont rapportés chez les salariés du département d’assemblage. Dans ce même département, un excès de cancer du pancréas avec un SIR de 7,2 (IC_95% : 1,5 - 21,1) a également été observé, de même que pour l’ensemble des salariés, des cancers de la vésicule biliaire (SIR 5,1 IC_95% : 1,4-13) et du pancréas (SIR 2,7 IC_95% : 1,3 – 4,9) ont été décrits.

Dans une plus petite étude italienne réalisée sur 471 salariés employés également dans la fabrication et la réparation de transformateurs (utilisation de PCB jusqu’en 1980, puis d’huiles minérales), la mortalité par cancer de l’intestin s’est révélée particulièrement élevée avec un SMR de 2,6 (1,6 – 3,5), contrairement aux cancers de l’estomac, du foie ou des leucémies (Caironi et al., 2005). L’activité de réparation permet de supposer une importante exposition cutanée.

Une étude de cohorte chez 242 hommes employés pendant au moins 6 mois entre le 1^er janvier 1965 et le 31 décembre 1978 dans une usine de fabrication de condensateurs suédoise  et suivie de 1965 à 1991 a mis en évidence des cas de cancer du foie et des canaux biliaires (2 cas sur 0,78 cas attendus) soit un SIR de 2,56 (IC_95% :  0,31 - 9,26) (Gustavsson and Hogstedt 1997). Cette étude est limitée compte tenu de la faible taille de la cohorte et du peu d’informations relatives aux niveaux d’exposition et la co-exposition possible aux dibenzofuranes.

Une étude rétrospective a été menée sur une cohorte de 138 905 hommes employés des installations électriques pendant au moins 6 mois entre le 1^er janvier 1950 et le 31 décembre 1986 dans 5 usines américaines (Californie, Caroline du nord, Pennsylvanie, Tennessee et Virginie) (Loomis, Browning et al. 1997). La mortalité par mélanomes malins augmente en fonction des expositions cumulées pour des RR de 1,23 (IC_95% :  0,59 - 2,52), de 1,71 (IC_95% :  0,68 - 7,14) et de 1,93 (IC_95% : 0,52 - 7,14) pour des expositions cumulées de< 2 000, de 2 000 à 10 000, et > 10 000 heures, respectivement. Pour les mêmes expositions cumulées et un délai de latence de 20 ans, une augmentation statistiquement significative de la mortalité par mélanome malin est observée avec des RR de 2,56 (IC_95% :  1,09 - 5,97), et RR de 4,81 (IC_95% : 1,49 et 15,1), pour les deux niveaux d’exposition les plus élevés.

Expositions accidentelles

Une étude rétrospective portant sur 887 hommes et 874 femmes, 11 années après l’exposition des victimes de Yusho (liquide caloporteur dans de l’huile de son de riz) a montré une augmentation statistiquement significative des taux de mortalité par cancer hépatique chez les hommes (9 cas observés versus 2,34 attendus soit un SMR de 3,85 ((Kuratsune, Nakamura et al. 1987)). Le niveau de mortalité est plus faible avant 9 ans ou chez les femmes. Dans cette cohorte, il s’agissait d’exposition au Kanechlor 400 (mélange de PCB contenant 48 % du poids de chlore et une petite quantité de quaterphényles polychlorés et des PCDF). Les analyses plus récentes (Onozuka et al., 2009, 2020 ; Yoshimura, 2012) confirment que l’excès de mortalité par cancer est largement restreinteaux hommes, avec un SMR tous cancers confondus de 1,22 (IC_95% :  0,52 - 7,14), soit 132 décès pour 108,3 attendus, de même que pour le cancer du poumon avec un SMR de 1,59 (IC_95% :  1,12 – 2,19). Toutefois, seule la dernière analyse rétrospective sur 50 ans mentionne également chez les femmes 11 décès par cancer hépatique versus 5,4 attendus (SMR 2,05 (IC_95% :  1,02 – 3,67) (Onozuka et al., 2020). A noter dans cette cohorte que des facteurs confondants tels que le tabac pour le cancer du poumon et l’hépatite virale pour le cancer du foie, n’ont pas directement pu être pris en compte, mais seulement partiellement contrôlés. De plus, la part de l’exposition à d’autres composés dont le PCDF ne peut être totalement écartée (IARC, 2016).

A Taiwan, une première étude rétrospective de mortalité a été menée chez 929 hommes et 1 011 femmes 12 ans après la consommation de l’huile de son de riz et de son contaminés aux PCB en 1979 (cas de Yu-Cheng) (Hsieh, Yen et al. 1996). Un excès de mortalité significatif dû à des pathologies hépatiques non malignes avec un SMR de 3,22 (IC_95% :1,8 – 5,1). Une nouvelle étude réalisée 12 ans plus tard en 2003, soit 24 années après la contamination (1 823 sujets), confirme le même profil de mortalité par maladies chroniques et par cirrhoses du foie, et aucun excès significatif par cancers (Tsai et al., 2007). Une troisième analyse actualisée des données (jusqu’en 2008) n’a également pas montré d’excès de mortalité par cancer sur la population globale ou chez les femmes. Cependant chez les hommes, une augmentation significative de la mortalité par cancer du foie avec un SMR de 3,5 (IC_95% :  1,5 – 7,0) ou par lymphomes et cancers hématopoïétiques avec un SMR de 3 (IC_95% :  1,1 – 6,6) ont été rapportés. Il semblerait que les écarts de mortalité par cancer entre ces deux cohortes puissent trouver une explication dans la composition même des PBC, le 2,3,4,7,8-PCB majoritaire chez les patients de Yusho présentant un TEF supérieur au 1,2,3,4,7,8-PCB, plus représentatif de la contamination de Yu-Cheng (IARC, 2016). Certains congénères des PCB spécialement ceux richement chlorés (PCB 156, 180, 194) sont associés à une augmentation de développement de lymphomes non-Hodgkiniens avec des OR pour le quartile élevé versus bas de 2,7 à 3,5 (De Roos, Hartge et al. 2005).

Exposition environnementale

L’équipe de Gallagher rapporte une forte association entre les concentrations sériques de PCB et la survenue de mélanomes malins à partir d’une étude cas-témoins réalisée en Colombie-Britannique (Canada), regroupant 80 patients et 310 témoins (Gallagher et al., 2011). L’exposition a été évaluée à partir du dosage de 14 congénères des PCB plasmatiques ajustés sur les lipides.

Une étude chez les pêcheurs suédois, de la côte est et de la côte ouest, liée à une alimentation riche en poisson, a mis en évidence une augmentation de l’incidence des cancers des lèvres avec un ratio standardisé d’incidence (SIR) de 2,60 (IC_95% : 1,05 - 5,36) (Svensson, Mikoczy et al. 1995a) ; (Svensson, Nilsson et al. 1995b). Des cancers de l’estomac avec un SIR de 1,59 (IC_95% : 1,03 - 2,39) et des cancers de la peau (non-mélanomes) avec un SIR de 2,30 (IC_95% : 1,45 - 3,50) sont également observés en l’absence d’augmentation du SIR tout effet confondu pour les pêcheurs de la côte Est.

L’association entre les taux sériques de PCB et la survenue du cancer du sein a été suggérée avec quelques incohérences. L’inconsistance des résultats peut être due à des différences méthodologiques.

La majorité des études les mieux conçues est prospective et aucune d’elles ne trouve pas de relation entre les taux sériques de PCB et le risque de cancer du sein aux Etats Unis (Krieger, Wolff et al. 1994) ; (Dorgan, Brock et al. 1999) ; (Helzlsouer, Alberg et al. 1999) ; (Laden, Collman et al. 2001), au Danemark (Hoyer, Grandjean et al. 1998)  ; (Hoyer, Jorgensen et al. 2000)) ou en Norvège ((Ward, Schulte et al. 2000) ni entre les taux de PCB dans les graisses et la survenue du cancer du sein ((Raaschou-Nielsen, Pavuk et al. 2005)). Les résultats des études cas-témoins montrent une association faible ou inexistante entre un risque de cancer du sein et les taux de PCB sanguins (Moysich, Ambrosone et al. 1998) ; (Zheng, Holford et al. 2000) ; (Wolff, Zeleniuch-Jacquotte et al. 2000) ; (Millikan, DeVoto et al. 2000) ; (Demers, Ayotte et al. 2002) ; (Gammon, Wolff et al. 2002) ; (Lopez-Carrillo, Lopez-Cervantes et al. 2002) ; (Pavuk, Cerhan et al. 2003) ; (Charlier, Albert et al. 2004) ; (Rubin, Lanier et al. 2006)) ou PCB dans les graisses ((Aronson, Miller et al. 2000) ; (Stellman, Djordjevic et al. 2000) ; (Zheng, Holford et al. 2000) ; (Woolcott, Aronson et al. 2001) ; (Rusiecki, Holford et al. 2004) ; (Moysich, Menezes et al. 2002) ; (INSERM 2008).

Certaines études se sont intéressées à l’effet modificateur d’un polymorphisme génétique du gène CYP1A1 sur le lien entre l’exposition aux PCB et l’incidence du cancer du sein (INSERM 2008). Quatre études ont ainsi rapporté une association positive entre le cancer du sein et l’exposition aux  PCB, chez les femmes possédant le variant m2 sur le gène CYP1A1 (substitution de l’isoleucine par la valine). A l’inverse, aucune association avec les taux de PCB n’était observée chez les femmes ne possédant pas ce polymorphisme (Moysich, Shields et al. 1999) ; (Laden, Ishibe et al. 2002) ; (Zhang, Wise et al. 2004) ; (Li, Millikan et al. 2005). Li, Millikan et al. (2005) n’observent toutefois un tel résultat que dans le groupe des femmes non ménopausées.

Dans l’étude danoise, chez les femmes possédant un polymorphisme du gène suppresseur de tumeur p53, le quartile d’exposition le plus élevé aux PCB était associé à une augmentation, bien que non significative, du risque de cancer du sein : OR de 3,0 (IC_95% :  0,66 – 13,62) (Hoyer, Gerdes et al. 2002). Aucune relation n’a été mise en évidence entre les polymorphismes des gènes GSTM1, GSTP1, GSTT1, COMT, CYP17 et l’exposition aux PCB (Helzlsouer, Alberg et al. 1999). Dans une petite étude (McCready, Aronson et al. 2004))conduite au Canada, l’OR est augmenté de manière non significative pour deux congénères des PCB, le PCB99 avec un OR de 2,57 (IC_95% :  0,78– 8,43) et le PCB 118 avec un OR de 2,41 (IC_95% :  0,73 – 8,00).

Dans une étude cas-témoins (61 cancers des testicules et 58 témoins appariés), les concentrations sanguines en PCB ont été significativement plus élevés chez les mères des patients présentant des cancers des testicules que chez les mères du groupe témoin : OR de 3,8 (IC_95% :  1,4 – 10) (Hardell, van Bavel et al. 2003) ; (Hardell, Van Bavel et al. 2004) ; (Hardell, Bavel et al. 2006a). En revanche, aucune association significative n’a été observée avec les concentrations en PCB des patients eux-mêmes.

Un lien entre cancer de la prostate et exposition au PCB est fortement suspecté. Une association entre polluants organiques persistants et plus spécifiquement PCB 153 est suspectée du fait de sa forte concentration dans les tissus adipeux de patients présentant un cancer de la prostate (Hardell, Andersson et al. 2006b).

Une étude cas-témoins a montré qu’une élévation de la concentration en PCB-180 (groupe intermédiaire) dans le sérum est associée à un risque de cancer de la prostate (OR de 3,13 (IC_95% : 1,33 – 7,34). Aucune association significative n’a été retrouvée avec les PCB totaux ou le congénère PCB-153 (Ritchie, Vial et al. 2005). Néanmoins, une autre étude cas-témoins canadienne ne rapporte pas d’association entre les concentrations sérique de 14 congénères des PCB et l’incidence du cancer de la prostate chez 79 patients et 329 témoins appariés sur l’âge (Aronson et al., 2010).

Une étude mexicaine cas-témoins rapporte une association significative entre les dosages sanguins de PCB-18 et le cancer du poumon avec un OR de 1,13 (IC_95% : 1,04 – 1,38) (Recio-Vega et al., 2012). Aucun risque significatif n’a été décrit avec les autres congénères dosés (PCB-52, PCB-118 et PCB-170) ou encore avec le polymorphisme CYP1A1.

Voir la sous rubrique inhalation

Aucune donnée n’a été identifiée dans la littérature.

Chez l’animal, plusieurs études rapportent la survenue de cancers hépatiques et dans une moindre mesure pulmonaires.

Mélange de PCB

Des souris mâles ont été exposées au Kaneclor 300, 400 ou 500 aux concentrations de 0 - 100 - 250 - 500 mg.kg^-1 introduits dans la nourriture pendant 32 semaines (Ito, Nagasaki et al. 1973). A la fin de l’exposition, 7/12 souris exposées à 500 mg.kg^-1 de Kaneclor 500 présentaient des nodules hépatiques dont 5 des carcinomes hépatocellulaires.

Des souris juvéniles ont été nourries à l’Aroclor 1254 à la dose de 0 ou 500 mg.kg^-1 pendant 6 ou 11 mois (Kimbrough and Linder 1974). Dans le lot exposé pendant 6 mois, une des 24 souris traitées survivantes présentait une tumeur hépatique à 11 mois alors que chez les souris exposées pendant 11 mois, 9/22 présentaient une tumeur hépatique à la fin de l’exposition. De plus, une adénofibrose hépatique a été observée sur l’ensemble des souris exposées en continu pendant 11 mois.

Des rats ont été exposés à 0 – 20 – 100 – 500 – 1 000 mg.kg^-1 d’Aroclor 1260 ou 0 – 20 – 100 - 500 mg.kg^-1 d’Aroclor 1254 via la nourriture pendant 8 mois (Kimbrough, Linder et al. 1972). Les lésions les plus importantes, des adénofibroses hépatiques, ont été observées chez ceux exposés à l’Aroclor 1254 aux deux doses les plus élevées.

De multiples nodules adénomateux hépatiques ont été observés chez 6/10 rats femelles exposés via la nourriture à 38,5 - 616 mg de Kanechlor 400 pendant 400 jours. Ces effets ne sont pas retrouvés chez les mâles (Kimura and Baba 1973).

Dans une autre étude, des rats ont été nourris avec du Kanechlor 300, 400 ou 500 aux doses de 0 – 100 – 500 – 1 000 mg.kg^-1 de nourriture (Ito, Nagasaki et al. 1974). Les Kanechlor induisent la production de cholangiofibrose à raison de 2/15, 2/10 et 4/13 à la dose de 1 000 mg.kg^-1, cet effet n’est pas observé aux doses plus faibles. Une hyperplasie hépatique est rapportée pour les 3 composés, l’incidence variant en fonction du degré de chloration.

Chez des rats femelles Sherman nourries à 100 mg d’Aroclor 1260 pendant 21 mois, la quantité de PCB administrée a diminué au cours du temps  : 11,6 mg.kg^-1.j^-1 la première semaine, 6,1 mg.kg^-1.j^-1 les trois premiers mois et 4,3 mg.kg^-1.j^-1 jusqu’à 21 mois (Kimbrough, Squire et al. 1975), Moore et al., 1994). Des carcinomes hépatocellulaires sont identifiés chez 26/184 animaux (p<0,001) et des nodules néoplasiques hépatiques chez 144/184 (p<0,001). Chez les témoins, un seul carcinome hépatocellulaire et aucun nodule néoplasique n’est observé.

L’étude la plus exhaustive et la mieux menée compare le pouvoir cancérogène des quatre Aroclors les plus utilisés commercialement : 1016, 1242, 1254 et 1260 (Mayes, McConnell et al. 1998). Ces composés ont été administrés dans la nourriture pendant 24 mois (25 à 200 ppm variable selon les Aroclors) à des lots de 50 mâles et 50 femelles rats Sprague-Dawley, le groupe témoin comprenant 100 mâles et femelles. Le tableau ci-dessous présente l’augmentation significative (par rapport au lot témoin) de l’incidence des différentes tumeurs observées dans chaque groupe.

Incidence néoplasique significative (%) du foie, de la thyroïde et des glandes mammaires

F : femelles, M : mâles, ¹ : fibroadénomes, adénomes et/ou adénocarcinomes

Les différents Aroclors induisent des tumeurs du foie. L’incidence de ces tumeurs est fortement dépendante du sexe (femelles >> mâles), et diffère selon les Aroclors. Pour les femelles, l’incidence des adénomes et carcinomes hépatocellulaires augmente en fonction de la dose, et selon les Aroclors avec le profil suivant 1016 < 1242 < 1260< 1254. Les adénomes thyroïdiens sont observés uniquement chez les mâles sans relation de dose. L’incidence des tumeurs mammaires est plus faible que chez le lot témoin.

PCB-DL

Comme décrit précédemment, une étude a été menée chez des rats femelles Sprague Dawley exposés par gavage aux doses de 0 – 30 – 100 – 175 – 550 – 1 000 ng.kg^-1.j^-1 de PCB-126 en solution dans de l’huile de maïs dans l’acétone (99 :1) 5 jours par semaine, pendant 2 ans (NTP 2006a). Un lot supplémentaire a reçu la dose de 10 ng.kg^-1.j^-1 pendant 53 semaines et un autre lot a été exposé à 1 000 ng.kg^-1.j^-1 de PCB-126 pendant 30 semaines puis à la solution d’huile de maïs et d’acétone pour la fin de l’étude. L’ensemble des résultats sont détaillés dans le tableau ci-dessous. Une augmentation de l’incidence des cholangiocarcinomes et des adénomes hépatocellulaires est identifiée à partir respectivement de 300 et 550 ng.kg^-1.j^-1. j^-1. Au niveau pulmonaire, une augmentation significative de l’incidence des épithélioma cystiques kératinisés est également rapportée à partir de 550 ng.kg^-1.j^-1, l’incidence des carcinomes spinocellulaires n’étant pas significative. De plus, des carcinomes des cellules squameuses gingivales ont été observés dans tous les lots traités, l’incidence étant significative uniquement dans le lot exposé à la plus forte dose de 1 000 ng.kg^-1.j^-1.

Principaux résultats de l’exposition par gavage au PCB-126 (NTP 2006a)

Le NTP rapporte également l’activité cancérogène du PCB-118 dans une étude similaire où des femelles Sprague-Dawley ont reçu des doses 0 – 100 - 220 – 460 – 1 000 et 4 600 µg.kg^-1.j^-1 de PCB-118 en solution dans de l’huile de maïs dans l’acétone (99 :1) 5 jours par semaine, pendant 2 ans, ainsi que dans un groupe satellite de 50 femelles exposées pendant 53 semaines à la plus forte dose (NTP 2010). Des effets néoplasiques ont clairement été démontrés au niveau du foie, des poumons et de l’utérus.

Principaux résultats de l’exposition par gavage au PCB-118 ((NTP 2010))

Comme décrit précédemment, une autre étude a utilisé un mélange des congénères PCB-126 et PCB-118 (tous les deux PCB-DL) administré par gavage dans un mélange d’huile de maïs et d’acétone (99 :1), 5 jours par semaine pendant 2 ans (NTP 2006b). Les doses de 0 - 7 – 27 – 72 – 216 - 360 ng TEQ.kg^-1 ont été administrées. Un lot supplémentaire a été exposé à la dose la plus élevée pendant 30 semaines puis au solvant. Le résultat détaillé de cette étude est présenté dans le tableau ci-dessous. Une augmentation de l’incidence des cholangiocarcinomes et des néoplasmes hépatocellulaires (essentiellement adénomes hépatocellulaires) et des épithélioma cystiques kératinisés des poumons est rapportée. Une légère augmentation de l’incidence des carcinomes cellulaires squameux gingivaux est également rapportée ainsi que la présence de cholangiomes et d’hépatocholangiomes hépatiques.

Principaux résultats de l’exposition par gavage au mélange PCB-126 et PCB-118 (NTP 2006b)

PCB-NDL

Comme décrit précédemment, une troisième étude a été menée dans des conditions proches utilisant du PCB-153 (PCB-NDL) administré par gavage dans un mélange d’huile de maïs et d’acétone (99 :1), 5 jours par semaines pendant 2 ans chez des femelles Sprague Dawley (NTP 2006c). Les doses de 0 – 10 – 27 – 100 – 300 – 1 000 – 3 000 µg.kg^-1 ont été administrées. Un lot supplémentaire a été exposé à la dose la plus élevée pendant 30 semaines puis au solvant. Les seuls effets cancérogènes rapportés à la fin de l’étude concernent la survenue de cholangiomes hépatiques chez 2/81 et 2/80 animaux dans les deux lots exposés respectivement à 1 000 et 3 000 µg.kg^-1, versus aucun cas dans le lot témoin.

Mélange connu de deux PCB-DL et NDL

Enfin et comme décrit précédemment, une quatrième étude relative au mélange PCB-126 (PCB-DL) et PCB-153 (PCB-NDL) a été menée avec différentes variations du mélange soit un mélange 50/50 des deux composés pour des doses de 0 – 10 – 100 – 300 – 1 000 ng.kg^-1 correspondant à  une dose globale de 0 – 1 – 10 – 30 – 100 ng TEQ.kg^-1 soit une dose fixe de 300 ng.kg^-1 PCB-126 et croissante de 100 – 300 – 3 000 µg.kg^-1 de PCB-153 pour un équivalent constant de 30 ng TEQ.kg^-1 (NTP 2006d). Les principaux résultats sont détaillés dans le tableau ci-dessous. Le mélange PCB-126 et 153 induit des effets cancérogènes de type cholangiocarcinomes, hépatocholangiomes et néoplasmes hépatocellulaires, néoplasmes squameux pulmonaires, carcinomes à cellules squameuses gingivales de la muqueuse orale, néoplasmes acinaires pancréatiques et carcinomes à cellules squameuses utérines.

Principaux résultats de l’exposition par gavage au mélange PCB-126 et PCB-153 ((NTP 2006d))

Aucune donnée n’a été identifiée dans la littérature.

Six études ont porté sur l’observation d’aberrations chromosomiques et d’échanges de chromatides-sœurs chez des salariés exposés professionnellement aux PCB dans différents pays et types d’industries. Seules deux de ces études rapportent des résultats positifs significatifs sur les lymphocytes (Kalina et al., 1991 ; Iakab et al., 1995, Major et al., 1999), les autres étant négatives (Elo et al., 1985 ; Tretjak et al., 1990 ; Joksic et al., 1992 ; Melino et al., 1992). Aucune corrélation avec l’exposition aux PCB n’a pu être établie avec l’augmentation des concentrations urinaires de 8-OHdG observées avant et après les postes de travail de salariés exposés à plusieurs composés organochlorés dans l’industrie des équipements électriques et électroniques en Chine (Wen et al., 2008).

Les tests de génotoxicité in vivo chez le rat ou la souris fournissent une réponse généralement négative : tests d’aberrations chromosomiques sur cellules de moelle osseuse ou cellules spermatiques de rat (Green, Carr et al. 1975a), sur cellules spermatiques de souris (Bruce and Heddle 1979), de mutation létale dominante sur cellules spermatiques de rat (Green, Sauro et al. 1975b), micronoyau sur cellules de moelle osseuse chez la souris (Bruce and Heddle 1979) ; (Han, O'Connor et al. 2009) ou de fragmentation de l’ADN sur hépatocytes chez le rat (Robbiano and Pino 1981).

Aucune formation d’adduit n’est observée chez des souris exposées par gavage à l’Aroclor 1260 ((Whysner, Montandon et al. 1998)).

Les effets initiateurs des PCB n’ont pas pu être correctement examinés en raison le plus souvent de protocoles non adaptés (pas de traitement chimique suivant l’exposition aux PCB, temps de latence trop court…) (IARC, 2016).

En revanche, de nombreuses études ont démontré que l’administration orale de PCB pouvait promouvoir des tumeurs du foie et des poumons chez des rats et souris après initiation par d’autres cancérogènes comme la N,N’-diméthylnitrosamine, N,N’-diéthylnitrosamine,N-nitrosodiisopropanolamine (DINP) hexachlorocyclohexane, 2-acétylaminofluorène (ATSDR 2000) ; Dean et al., 2002 ; Vansell et al., 2004 ; Glauert et al., 2008).

Dans une étude portant sur 89 femmes présentant des antécédents d’avortements spontanés (Gerhard, Daniel et al. 1998), des taux sanguins plus élevés de PCB ont été trouvés chez les femmes en ayant vécu au moins trois. Il est à noter que d’autres composés ont également été détectés (hexachlorobenzène, g hexachlorocyclohexane).

Des cycles menstruels irréguliers en terme d’intervalle, de durée et de flux ont été observés chez les femmes victimes de l’accident de Yusho (Kusuda 1971). Une diminution de la durée des cycles (1 jour maximum) ainsi que des morts fœtales spontanées ont également été observées chez des femmes consommant des poissons contaminés par les PCB (Mendola, Buck et al. 1995, Mendola, Buck et al. 1997). Cette diminution n’est pas considérée comme cliniquement significative mais elle montre qu’un effet endocrinien peut être attendu pour les populations exposées aux PCB.

Enfin, aucun lien n’a été mis en évidence entre exposition aux PCB et début de la ménopause (Blanck, Marcus et al. 2004).

L’exposition aux PCB via la consommation par les femmes de poissons pendant 3 à 6 ans est associée à une réduction de la fécondabilité (Buck, Vena et al. 2000). La fécondabilité correspond à la probabilité de conception pendant un cycle donné chez les exposées, divisée par la même probabilité chez les non exposées. A l’inverse, une étude menée auprès des épouses de pêcheurs suédois ne met pas en évidence de lien entre une exposition présumée aux PCB lors d’une consommation importante de poisson et des avortements spontanés ou des morts fœtales tardives (Axmon, Rylander et al. 2000a) ; (Axmon, Rylander et al. 2000b).

Le sex ratio[1] n’a pas été modifié parmi les enfants nés de 74 femmes exposées à l’accident de Yu-Cheng (Rogan, Gladen et al. 1999). A l’inverse, des expositions maternelles aux PCB, via une alimentation riche en poissons dans la région des grands lacs serait à l’origine d’une diminution du sex ratio des jeunes mais l’exposition des pères pourrait induire l’effet inverse (Weisskopf, Anderson et al. 2003).

L’analyse de 74 congénères de PCB dans des échantillons de sperme (Bush, Bennett et al. 1986) montre que la concentration de 3 congénères (118, 137 et 153) est associée à une diminution de la motilité des spermatozoïdes chez les hommes non fertiles (< 20 millions de cellules par mL). Une autre étude montre que les concentrations de tétra- et penta-chlorobiphényles sont significativement plus élevées chez les hommes non fertiles que fertiles (Pines, Cucos et al. 1987). Cependant, ces résultats ne prouvent pas une relation de cause à effet entre les taux de PCB et la fertilité des hommes, puisque d’autres composés ont également été trouvés dans le sperme et le sang des hommes de ces études (comme le p,p’-DDT et d’autres composés organochlorés). Parmi les 341 hommes consultant également pour des problèmes de fertilités aux Etats-Unis, seule une corrélation significative inverse entre le PCB-118 et la protéine de transport des hormones sexuelles (SHBG) (p<0,01) a été observée, les autres effets de l’exposition aux PCB-DL ou PCB-118 sur la testostérone totale étant suggérés, mais non significatifs (Ferguson et al., 2012). 

Parmi les études humaines ayant recherché les effets de l’imprégnation aux PCB sur les hormones sexuelles et leurs récepteurs, une association significative a été décrite entre le quartile le plus élevé de PCB et la baisse de l’activité des récepteurs aux œstrogènes chez 150 hommes slovaques vivants dans des zones polluées (Pliskova et al., 2005). Dans une autre étude slovaque, une corrélation négative avec la concentration de testostérone sérique n’a été retrouvé que pour deux (PCB-105 et PCB118) (p<0,05) des 15 congénères dosés dans le sérum de 432 hommes vivants à proximité de zones polluées aux PCB, versus un groupe témoin de 402 hommes (Langer et al., 2010). Comme dans la précédente étude, les mêmes auteurs n’ont retrouvé aucune corrélation significative entre la totalité des 15 congénères et la concentration de testostérone dans cette même population d’hommes suivis sur une plus longue période (Langer et al., 2012).

Une corrélation inverse entre les concentrations sériques de testostérone et de certains congénères des PCB (PCB-74, PCB-99, PCB-153 et PCB 206) ont également été rapportées dans une étude réalisée sur 257 hommes adultes en population générale (Goncharov et al., 2009). Aucune corrélation significative n’a en revanche été retrouvée sur les 436 femmes de l’étude. 

Une manière d’intégrer à la fois les paramètres de fertilité masculine et féminine est d’étudier le délai nécessaire pour concevoir, qui correspond au laps de temps entre l’arrêt de la contraception et la survenue de la grossesse. Dans une cohorte de pêcheurs à la ligne du Michigan (Courval, DeHoog et al. 1999), une association entre le délai de conception et la consommation de poissons contaminés par les PCB a été trouvée chez les hommes exposés, mais pas chez leurs femmes.

Les effets des PCB-DL sur la fertilité ont été analysés dans le cadre de données correspondant à l’exposition concomitantes aux dibenzodioxines polychlorées, dibenzofuranes polychlorés, en raison de leurs similarités d’action toxique. 

La toxicité des PCB sur la reproduction, après administration orale aux femelles, a été établie dans de nombreuses études et sur des espèces variées, comme les rats, souris, visons ou singes (ATSDR 2000). les deux dernières espèces se sont révélées les plus sensibles.

Mélanges de PCB

Des lots de 16 guenons Rhésus ont ingéré pendant 72 mois des capsules d’Aroclor 1254 fournissant des doses de 0 - 0,005 - 0,02 - 0,04 ou 0,08 mg.kg^-1.j^-1 (Arnold, Bryce et al. 1993a) ; (Arnold, Bryce et al. 1993b) ; (Arnold, Bryce et al. 1995) ; (Arnold, Bryce et al. 1993a, Arnold, Bryce et al. 1993b, Arnold, Bryce et al. 1995, Arnold, Nera et al. 1997). Au bout du 37^ème mois d’exposition, les guenons ont été accouplées à des mâles non traités et l’administration des capsules a continué chez les femelles. Il est observé une diminution du taux de conception à la dose de 0,02 mg.kg^-1.j^-1,. Un LOAEL de 0,02 mg.kg^-1.j^-1 est défini pour cet effet.

La fertilité est nettement diminuée chez la progéniture masculine de rats Holtzman exposés pendant la lactation à de l’Aroclor 1254 (Sager 1983, Sager, Shih-Schroeder et al. 1987, Sager, Girard et al. 1991). Les mères ont été traitées par 8, 16, 32 ou 64 mg.kg^-1.j^-1 par gavage aux jours 1, 3, 5, 7 et 9 de la lactation et la progéniture masculine a été accouplée à des femelles non traitées 130-150 jours après le sevrage. Une diminution significative du nombre d’implantations et d’embryons a été observée à partir de 8 mg.kg^-1.j^-1. La réduction de la fertilité observée chez les mâles semble due à une diminution de la capacité du sperme à féconder les ovules car la production, la motilité et la morphologie des spermatozoïdes ne sont pas affectées et les taux de FSH (follicle stimulating hormone) et de testostérone ne sont pas diminués.

PCB-DL

Des rates gestantes ont été exposées à 375 µg.kg^-1.j^-1 de PCB-118 au 6^ème jour de la gestation (Kuriyama and Chahoud 2004). Les jeunes sont hyperactifs à l’âge de 70-74 jours et présentent une diminution de la taille des testicules, de l’épididyme et des vésicules séminales, une diminution du nombre de spermatozoïdes et de spermatides et une altération de la production de sperme.

Les effets des PCB-DL ont été analysés dans le cadre d’une étude de reproduction chez le rat exposé aux dibenzodioxines polychlorées (2,3,7,8-TCDD) par voie sous-cutanée, en raison de leurs similarités d’action toxique. Cette étude (Faqi, 1998) est détaillée dans la fiche « Choix de valeur toxicologique de référence sur les Dioxines et Furanes » de l’INERIS. 

PCB-NDL

Des résultats concordants sont obtenus chez les jeunes de rates gestantes exposées à 1 ou 10 mg.kg^-1.j^-1 de PCB-132 le 15^ème jour de la gestation (Hsu, Pan et al. 2007). Parvenus à l’âge adulte, une diminution du poids de la queue de l’épididyme, du nombre de spermatozoïdes et du nombre de spermatozoïdes mobiles est rapportée chez les jeunes mâles. La production des espèces réactives de l’oxygène est augmentée de manière statistiquement significative dans les spermatozoïdes de ces jeunes mâles. Chez les jeunes des femelles exposées à 1 mg.kg^-1, les niveaux d’expression de la protéine suppresseur de tumeurs p53 est augmentée de manière statistiquement significative, et l’activité de la caspase-3 est inhibée. A 10 mg.kg^-1, une activation statistiquement significative de l’activités des caspases -3 et -9 est mesurée ainsi qu’une diminution statistiquement significative de l’expression des gènes Fas, Bax, bcl-2 et p53.

L’évaluation des effets des PCB sur le développement des enfants exposés via leur mère donne des résultats variables en termes de poids à la naissance, de circonférence de la tête, et d’âge gestationnel (ATSDR 2000). Cependant, parmi les études montrant une relation, il est toujours observé une diminution du poids à la naissance des enfants exposés in utero (Fein, Jacobson et al. 1984) ; (Jacobson, Jacobson et al. 1990a) ; (Jacobson, Jacobson et al. 1990b) ; (Rylander, Stromberg et al. 1998) ; (Hertz-Picciotto, Charles et al. 2005). L’analyse des données issues de la cohorte du Michigan a ainsi démontré que jusqu’à l’âge de quatre ans, le poids des enfants les plus exposés aux PCB était inférieur à celui des moins exposés(Jacobson, Jacobson et al. 1990, Jacobson, Jacobson et al. 1990a). Cette tendance est aussi observée dans l’étude prospective hollandaise (Patandin, Koopman-Esseboom et al. 1998) qui montre une association entre un faible taux de croissance des enfants de 0 à 3 mois et le niveau de contamination des mères (déterminé par le taux de PCB dans le sang des mères et du cordon).

L’analyse de vingt études portant sur l’impact de l’exposition prénatale aux PCB sur le poids à la naissance ne permet pas de mettre en évidence une relation entre la concentration plasmatique en PCB de la mère et un poids de naissance faible (< 2 500 g) (El Majidi et al., 2012). Dans douze des quinze études européennes de cohortes mère-enfant, la moyenne de la concentration du PCB 153 est de 140 ng.L^-1 (20-484 ng.L^-1) et le poids à la naissance diminue de 150 g pour chaque µg.L^-1 additionnel de PCB 153 dans le cordon de la mère (Govarts et al., 2012).

Une étude prospective cas-témoins réalisée à partir du dosage de plusieurs congénères des PCB sur 151 cordons ombilicaux (67 cas et 84 témoins appariés) et 125 colostrums (56 cas et 69 témoins appariés), a mis en évidence une corrélation entre l’exposition aux PCB à la naissance et le risque de cryptorchidie (OR de 2,07 [IC95% : 1,01 : 4,25]) (Brucker-Davis, Ducot et al. 2008). A l’inverse, aucune relation entre l’exposition in utero aux PCB et le risque d’hypospadias (230 enfants) ou de cryptorchidie (201 enfants) n’a été démontrée dans la cadre d’une étude multicentrique réalisée aux Etats-Unis (McGlynn et al., 2009). Les derniers résultats d’une étude prospective réalisée à partir d’une cohorte de 1 326 paires mère-fils en Norvège mentionnent une association entre le risque de cryptorchidie et l’exposition périnatale aux PCB-74, PCB-114 et PCB-194 dans le lait maternel (Desalegn et al., 2021).

Une étude prospective a permis d’évaluer l’influence de l’exposition aux PCB sur la fonction visuelle chez des enfants nourris exclusivement par allaitement maternel pendant au moins 4 mois. Les niveaux de PCB (congénères 105, 118, 138, 153, 156, 180) ont été mesurés dans le colostrum et dans le lait maternel 1 et 3 mois après la naissance. La fonction visuelle a été appréhendée par le test de latence des potentiels évoqués visuels. Une faible corrélation entre l’exposition aux PCB et l’altération de la fonction est mesurée à 12 mois alors qu’elle apparaît mieux corrélée à 15 mois sauf pour le PCB-105 (Riva, Grandi et al. 2004).

Les effets de l’exposition in utero et/ou durant la petite enfance aux PCB sur le développement cognitif sont décrits dans des études de plus en plus nombreuses (ANSES, 2015). Outre l’hyperactivité et une baisse des performances cognitives décrites chez les enfants de la cohorte de Yucheng à Taiwan (Lai et al., 2002), plusieurs cas de liens négatifs entre concentrations en PCB et perturbations comportementales ont été observées, aux Etats-Unis (New Belford et al., 2010), en Allemagne (Roze et al., 2009), et au Québec chez les Inuits de 5 ans (Plusquellec et al., 2010). Ces troubles comportementaux ne sont toutefois pas différents de ceux observés dans la population témoin pour les enfants âgés de 11 ans et plus (Boucher et al., 2012).

Une étude chez 118 femmes enceintes a montré une diminution statistiquement significative de la T4 libre et de la concentration libre de T4 multipliée par la concentration de TSH en lien avec une augmentation des PCB non-ortho au niveau du cordon (Wang, Su et al. 2005).

Une étude menée chez 232 femmes enceintes en Allemagne entre 2000 et 2002 a montré que le niveau de testostérone dans le cordon ombilical était diminué chez les filles mais pas chez les garçons et que le niveau d’œstradiol est significativement diminué chez les garçons mais pas chez les filles pour des expositions maternelles correspondant à des concentrations sanguines maternelles et dans le lait maternel respectivement de 15,3 et 13,1 pg OMS-Teq (Cao, Winneke et al. 2008).

Il a été montré que l’exposition aux PCB semble avancer la ménarche[1] (Denham, Schell et al. 2005) alors qu’une autre étude montre une difficulté chez les jeunes hommes et filles à atteindre le stade adulte de développement respectivement testiculaire et mammaire pour des expositions élevées aux PCB (Den Hond, Roels  et al. 2002).

Mélanges de PCB

L’administration d’une forte dose unique d’Aroclor 1254 (244 mg.kg^-1) au 9^ème jour de gestation chez la souris a provoqué une augmentation significative du pourcentage de fœtus atteints d’hydronéphrose (Haake, Safe et al. 1987). Des souris gestantes ont été exposées à 50 mg.kg^-1.j^-1 d’Aroclor 1016 du 16 au 18^éme jour de la gestation (Gupta 2000). Les jeunes mâles présentent une augmentation de la distance anogénitale, de la taille de la prostate, une diminution du poids de l’épididyme mais aucun effet sur le poids ou la taille des testicules n’est observé.

Une augmentation de la mortalité fœtale dose-dépendante (marginale à 0,02 mg.kg^-1.j^-1 et significative à 0,08 mg.kg^-1.j^-1) est rapportée chez des guenons Rhésus exposées 72 mois avant la gestation à des doses de 0 - 0,005 - 0,02 - 0,04 ou 0,08 mg.kg^-1.j^-1 d’Aroclor 1254 et accouplées à des mâles non traités (Arnold, Bryce et al. 1995 ; Arnold, Nera et al. 1997). Dans une autre étude réalisée sur des guenons Rhésus exposées oralement de 0,007 à 0,03 mg.kg^-1.j^-1 d’Aroclor 1016 pendant 12 mois (avant l’accouplement et pendant la gestation), il est observé une diminution du poids moyen de naissance des petits à la plus forte dose (Barsotti and Van Miller 1984).

Une étude a montré une ototoxicité chez les jeunes rats exposés après la naissance à de l’Aroclor 1254 (Crofton, Kodavanti et al. 2000). Des expositions à 6 mg.kg^-1.j^-1 de PCB-95 chez des rates au cours de la gestation et dès 3 semaines de lactation induisent un développement anormal du cortex auditif primaire chez les jeunes en l’absence d’altération de la réponse aux tests de sensibilité auditive et de « brainstem auditory » (Kenet, Froemke et al. 2007).

PCB-DL

Au cours d’une autre étude, une hyperactivité est également rapportée chez les jeunes mâles dont les mères ont été exposées au PCB-126 au cours de la gestation (Vitalone, Catalani et al. 2010).

PCB-NDL

Des rates gestantes ont été exposées à 0 – 16 – 64 mg.kg^-1.j^-1 de PCB-153 du 10^ème au 16^ème jour de la gestation (Kobayashi, Miyagawa et al. 2008). Des modifications dose-dépendantes du poids, de la taille, du poids des reins, des testicules, des ovaires et de l’utérus sont rapportées. Une diminution statistiquement significative dose-dépendante des concentrations plasmatiques de T4 et tri-iodothyronine (T3) sont mesurées en l’absence de modifications des concentrations plasmatiques en hormone de croissance et en « insulin-like growth factor-1 ».

Des chèvres ont été exposées à 98 µg.kg^-1.j^-1 de PCB-153 ou 49 µg.kg^-1.j^-1 en solution dans l’huile de maïs du 60^ème jour de la gestation jusqu’à la délivrance puis les jeunes ont été exposés pendant les 6 semaines de la lactation (Lundberg, Lyche et al. 2006). L’exposition au PCB-153 diminue de manière statistiquement significative la composition des os chez les jeunes femelles. Ces résultats ne sont pas retrouvés avec le PCB-126.

Métabolites

Enfin, l’exposition au cours de la gestation à un métabolite des PCB, le 4-OH-PCB-107, induit chez les jeunes une augmentation du cycle œstral chez les femelles et une augmentation du rapport œstradiol/progestérone (Meerts, Hoving et al. 2004). Aucun effet n’est identifié chez les mâles.