Introduction
L'exposition aux substances toxiques environnementales, notamment les polychlorobiphényles (PCB), suscite une inquiétude croissante en raison de leurs effets potentiels sur le développement embryonnaire et la santé à long terme. Cet article se penche sur l'impact de l'exposition aux PCB sur l'embryon, en s'appuyant sur des études scientifiques et des données épidémiologiques.
Toxicité chronique des PCB et charge tissulaire cumulée
La toxicité chronique des PCB, qu'il s'agisse des PCB de type dioxine (PCB-DL) ou des PCB non de type dioxine (PCB-NDL), est principalement liée à la charge tissulaire cumulée, c'est-à-dire au niveau d'imprégnation corporelle, plutôt qu'à la quantité consommée à un moment précis. Cette observation, soulignée par l'AFSSA en 2010, met en évidence l'importance de considérer l'exposition à long terme aux PCB pour évaluer les risques pour la santé.
Études de cohortes évaluant l'exposition aux PCB et le développement infantile
Plusieurs études de cohortes ont été menées pour évaluer les effets de l'exposition aux PCB sur le développement infantile. Parmi celles-ci, on peut citer :
La cohorte du Michigan : Cette étude examine les altérations du développement neurocomportemental chez 313 enfants nés de mères exposées ou non aux PCB par la consommation de poissons des Grands Lacs.
La cohorte de Caroline du Nord : Cette étude évalue la relation entre l'exposition prénatale et postnatale aux PCB et la croissance et le développement de 931 enfants. 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).
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L'étude prospective hollandaise : Cette étude évalue les effets possibles d'une exposition prénatale et postnatale aux PCB et aux dioxines chez 418 paires mères/enfants.
La cohorte slovaque (PCBRISK) : Cette étude 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. 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. 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.
Effets respiratoires et infectieux chez l'enfant
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). 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). 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. 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.
Effets neurologiques et développementaux
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. 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). 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. 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.
Effets sur la thyroïde
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). 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 BMDL 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.
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Autres effets observés
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). 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). 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. 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). 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 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. 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. Chez l’homme, l’exposition aux PCB peut conduire à des effets hépatiques, pancréatiques, endocriniens (thyroïde) et métaboliques, immunologiques et à des effets neurologiques notamment chez les enfants (altérations des facultés apprentissage, du développement psychomoteur…).
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