Il existe peu d'informations quantitatives sur les expositions humaines au 2,4-DCP qui est de plus souvent associé à d'autres composés toxiques. C'est sans doute ce qui explique le peu de données dans la bibliographie mentionnant les effets systémiques du 2,4-DCP chez l'homme, en particulier en milieu professionnel.

La valeur moyenne de 2,4-DCP retrouvée dans les urines de travailleurs exposés aux pesticides se situe autour de 203 mg.L^-1 (Fatiadi, 1984).

Aucune anomalie des électrocardiogrammes ou des analyses hématologiques n’est rapportée chez 3 sujets exposés professionnellement (inhalation et voie cutanée) au 2,4-DCP et au 2,4,5-trichlorophénol et atteints de chloracné (Bleiberg et al., 1964). En revanche, une toxicité hépatique (augmentation des transaminases sériques (ALAT et ASAT) et une régénération cellulaire identifiée à partir de biopsies), est observée chez les sujets atteints de porphyrie cutanée tardive, sans toutefois pouvoir identifier le ou les chlorophénols incriminés.

Les troubles neurologiques et psychologiques parfois associés à l'exposition aux chlorophénols ne sont pas documentés en ce qui concerne le 2,4-DCP.

Dans une étude transversale réalisée aux Etats-Unis auprès de 2 211 enfants de plus de 6 ans et adultes faisant partie de la cohorte NHANES, enquête nationale sur la Santé et la Nutrition entre 2005-2006, seule une interaction significative (p<0,01) entre les dosages urinaires de 2,4–DCP et l’augmentation de l’absentéisme (école, emploi) en raison d’une respiration sifflante chez les sujets atopiques (n = 156 sujets présentant une respiration sifflante auto-déclarée au cours de l’année ayant précédée l’étude) a été observée (Jerschow et al., 2014). Aucune association significative n’a été retrouvée chez les sujets non atopiques (à la fois pour le 2,5 et 2,4-DCP). Néanmoins, les auteurs ont trouvé une association positive entre la concentration sérique d’IgE (asthme allergique) et les concentrations urinaires de 2,4-DCP (p<0,055) observée à partir d’une analyse par régression à variables multiples réalisée sur l’ensemble de la population (sujets atopiques ou non).

Au cours d’une seconde enquête regroupant 3 617 adultes (NHANES, 2007-2010), aucune association entre la prévalence de maladies respiratoires (asthme, chronique bronchique ou emphysème), cardiaques (maladie coronarienne, crise cardiaque, insuffisance cardiaque chronique ou accident vasculaire cérébral) ou hépatiques (pathologies non néoplasiques auto-rapportées) et les concentrations urinaires de 2,4-DCP n’a été rapportée (Rooney et al., 2018).

Toujours dans le cadre de la cohorte NHANES, regroupant 2 267 hommes de plus de 20 ans, 1 145 femmes pré-ménopausées et 1 033 post-ménopausées, une association entre la concentration urinaire de 2,4-DCP et une faible densité minérale osseuse chez les hommes est rapportée, ainsi qu’une plus forte prévalence de l’ostéopénie et de l’ostéoporose associées (Wang et al., 2020). Aucune association n’a en revanche été retrouvée chez les femmes aussi bien pour la densité minérale osseuse, l’ostéopénie ou l’ostéoporose.

Chez les plus de 50 ans (10 122 adultes de l’étude NHANES enrôlés entre 2003 et 2004), une association positive entre la concentration urinaire de 2,4-DCP et des symptômes auto-rapportés de sifflements et de bourdonnements dans les oreilles ont été décrits (Shiue et al., 2013). Des troubles de l’odorat (détermination du seuil olfactif) en lien avec l’augmentation de la concentration urinaire de 2,4-DCP ont également été rapportés dans cette même cohorte (n= 3 708 hommes et femmes de plus de 40 ans, suivis entre 2013 et 2014) (Noel et al., 2017).

Dans une étude transversale norvégienne regroupant 496 adultes, aucune association entre les concentrations urinaires de 2,4-DCP et la prévalence auto-rapportée d’eczéma, de rhinite allergique ou d’asthme n’a été observée (Vindenes et al., 2021). Néanmoins, les auteurs ont trouvé une association positive entre l’exposition au 2,4-DCP (objectivée par la mesure dans les urines) et la réponse immunitaire (dosage sérique d’IgE).

La plupart des études transversales ne mettent en évidence aucune association entre les concentrations urinaires de 2,4-DCP et l’obésité, l’indice de masse corporelle (IMC), le tour de taille, les triglycérides et le cholestérol sérique, ou encore la tension artérielle aussi bien chez l’adulte que chez l’enfant et l’adolescent (Parastar et al., 2018 ; Shiue, 2014 ; Shiue et Hristova , 2014). Des associations positives avec les IMC et le tour de taille ont toutefois été observées chez des adolescents de 6 à 19 ans de la cohorte NHANES suivis entre 2007-2010 (Buser et al., 2014).

En milieu professionnel, quelques cas de chloracné et de porphyrie ont été décrits aux États-Unis dans des usines de fabrication des 2,4 et 2,4,5-chlorophénols (Bleiberg et al., 1964). Dans cette même étude, l'augmentation de l'excrétion de coproporphyrines chez les ouvriers de la maintenance a été observée, sans pour autant être associée à des troubles hépatiques.

Dans le cadre d’une étude de cas, le 2,4-DCP a été identifié comme étant l’agent causal d’une dermatite (éruption eczémateuse et prurigineuse dans la région des bretelles et du dos) consécutive à une allergie de contact avec un maillot de bain (Pesqué et al., 2021).

Il n’existe pas dans la littérature de données relatives aux effets systémiques du 2,4-DCP par inhalation pour des expositions répétées chez l’animal.

Plusieurs études du NTP (13 semaines à des doses de 2 500 à 40 000 ppm soit 105 à 2 000 mg.kg^-1.j^-1 chez les rats et 215 à 5 200 mg.kg^-1.j^-1 chez les souris et, 2 ans à des doses de 5 000 et 10 000 ppm soit 210 à 440 mg.kg^-1.j^-1 chez les rats et 800 à 1 300 mg.kg^-1.j^-1 chez les souris), ont évalué les effets du 2,4-DCP incorporé dans l’alimentation. Dans ces études, le 2,4-DCP a lourdement interféré sur l’appétibilité des aliments, en particulier aux fortes concentrations de 20 000 et 40 000 ppm, entraînant une forte diminution de la prise de nourriture de 50 à 80 % (NTP, 1989). De ce fait, les doses réellement administrées aux animaux restent relativement incertaines et les résultats parfois difficiles à interpréter du fait de la malnutrition des animaux.

Dans les études de 13 semaines, où les rats et les souris ont été exposés à des concentrations de 2 500 à 40 000 ppm via l’alimentation, une mortalité de toutes les souris (10/dose/sexe) est rapportée au cours des 3 premières semaines de traitement à la plus forte concentration de 40 000 ppm (soit 5 200 mg.kg^-1.j^-1) (NTP, 1989). La perte de poids est importante aussi bien chez les rats (> à 20 % et à 11 % chez les femelles), que chez les souris (12 % chez les mâles et transitoire chez les femelles) à partir de 20 000 ppm (environ 840 mg.kg^-1.j^-1 chez le rat et 2 600 mg.kg^-1.j^-1 chez la souris), probablement lié à la présence de 2,4-DCP dans la nourriture entrainant une forte diminution de la prise de nourriture (plus de 70 % aux fortes doses).

Effets respiratoires

Chez le rat, des lésions nasales (dégénérescences multifocales de l’épithélium) sont observées uniquement chez les mâles traités aux 2 doses de 240 et 440 mg.kg^-1.j^-1 (5 000 et 10 000 ppm) de 2,4-DCP pendant 2 ans via l’alimentation (NTP, 1989). De tels effets n’ont été retrouvés ni chez les rates (120 et 240 mg.kg^-1.j^-1), ni chez les souris des 2 sexes dans l’étude de toxicité chronique réalisée à partir du même protocole expérimental (5 000 et 10 000 ppm, soit respectivement 800 – 1 300 mg.kg^-1.j^-1 chez les mâles et 430 – 820 mg.kg^-1.j^-1 chez les femelles) (NTP, 1989). Aucun effet pulmonaire (poids/histologie) n’a été rapporté dans ces 2 études, y compris à la plus forte dose testée aussi bien le rat que chez la souris.

Effets hématologiques

L’administration pendant 3 mois de 2,4-DCP dans l’eau de boisson à des souris des 2 sexes correspondant à des doses journalières comprises entre 50 et 491 mg.kg^-1.j^-1 chez les femelles ou entre 40 et 383 mg.kg^-1.j^-1 chez les mâles n’a entraîné aucune perturbation dans la prise de poids des animaux (Borzelleca et al., 1985). Les quelques différences hématologiques observées chez les mâles (augmentation des leucocytes à la plus forte dose) et celles des paramètres biochimiques chez les femelles (diminution de la créatinine sanguine) ne constituent pas des signes de toxicité importants.

En revanche une atrophie de la moelle osseuse, caractérisée par une déplétion des cellules érythroïdes et myéloïdes est observée chez tous les rats des 2 sexes exposés aux 2 plus fortes concentrations (20 000 et 40 000 ppm) de l’étude de toxicité de 13 semaines (soit à partir de 840 et 1 000 mg.kg^-1.j^-1 respectivement chez les mâles et les femelles) et sur 6/10 femelles exposées à 10 000 ppm (soit 500 mg.kg^-1.j^-1) (NTP, 1989). De tels effets, ou autres effets hématologiques ne sont toutefois pas rapportés dans l’étude sub-chronique chez la souris, de même que dans aucune des études de toxicité chronique (2 ans) chez le rat ou la souris.

Effets hépatiques

Une augmentation dose-dépendante de l’incidence de nécroses hépatiques est décrite dans l’étude de 13 semaines chez la souris mâle dès la plus faible concentration testée de 2 500 ppm (soit 325 mg.kg^-1.j^-1), la sévérité des lésions étant qualifiée par les auteurs de faible aux 3 plus faibles doses testées de 2 500, 5 000 et 10 000 ppm (soit 325, 650 et 1 300 mg.kg^-1.j^-1) (NTP, 1989). Une augmentation du nombre des hépatocytes multi-nucléés est également mentionnée à partir de 10 000 ppm (environ 1 200 mg.kg^-1.j^-1), de même que dans l’étude de 2 ans (800 mg.kg^-1.j^-1) également chez les souris mâles. Aucune lésion histologique du foie n’a été associée à l’exposition de 2,4-DCP via l’alimentation chez les femelles dans l’étude chronique chez le rat et la souris et sub-chronique chez le rat (NTP, 1989). Toutefois le poids du foie et les activités des enzymes hépatiques n’ont pas été examinés dans ces études du NTP.

Dans une étude, où les souris ont reçu dans l’alimentation des doses journalières d’environ 230 mg.kg^-1.j^-1 pendant 6 mois, les auteurs ont observé l’augmentation transitoire du volume des hépatocytes (Kobayashi et al., 1972). Les activités sériques de l’ALAT et de l’ASAT n’ont pas été modifiées. C’est sur la base de l’hyperplasie hépatique qu’un NOAEL de 100 mg.kg^-1.j^-1 a été retenu par les auteurs dans cette étude.

Effets rénaux

En dehors d’une nécrose tubulaire rénale observée sur 3/10 souris mâles mortes prématurément et exposées à la plus forte dose de 5 200 mg.kg^-1.j^-1 dans l’étude de 13 semaines du NTP, aucune toxicité rénale (histologie) n’est rapportée dans les études de 13 semaines et de 2 ans chez le rat et/ou la souris (NTP, 1989). Des NOAEL pour la toxicité rénale de 2 000 et 440 mg.kg^-1.j^-1 sont respectivement retenus chez le rat dans les études de 14 semaines et de 2 ans (NTP, 1989), ainsi que des valeurs de 230, 2 600 et 1 300 mg.kg^-1.j^-1 respectivement dans les études de 90 jours, 14 semaines et 2 ans chez la souris (Kobayashi et al., 1972 ; NTP, 1989).

Effets sur le système immunitaire

Dans une étude sur la reproduction et le développement chez le rat, l’exposition néonatale (in utero et lactation) et post-natale (15 semaines après sevrage via l’eau de boisson), le 2,4-DCP a entraîné une diminution de l’hypersensibilité retardée à partir d’une dose de 4,6 mg.kg^-1.j^-1 (NOAEL de 0,46 mg.kg^-1.j^-1) (Exon et al., 1984 ). L’étude et les effets s’y rapportant, notamment sur le système immunitaire sont ultérieurement détaillés dans le paragraphe 3.3.4.2 relatifs aux effets sur le développement.

En dehors de l’augmentation significative du poids de la rate observée chez les animaux exposés à la dose de 46 mg.kg^-1.j^-1 dans l’étude d’Exon et al. (1984), le poids et l’histologie des organes du système immunitaire (rate, thymus, ganglions lymphatiques) n’ont le plus souvent pas été altérés par les expositions au 2,4-DCP aussi bien dans les études d’expositions sub-chronique et chronique du NTP, qu’au cours de l’étude d’exposition de 6 mois chez la souris jusqu’à une dose de 230 mg.kg^-1.j^-1 chez la souris (Kobayashi et al., 1972 ). On peut néanmoins remarquer que le NOAEL de 0,46 mg.kg^-1.j^-1 relatif aux effets sur le système immunitaire (Exon et al., 1984) est bien inférieur au NOAEL de 100 mg.kg^-1.j^-1 établi par Kobayashi et al. (1972) mentionné précédemment.

Effets sur le système nerveux

En dehors d’une posture voutée, observée chez les rats exposés pendant 13 semaines à une dose de 2 000 mg.kg^-1.j^-1 de 2,4-DCP via l’alimentation, aucun effet sur le système nerveux (signes cliniques, histologie du cerveau, du nerf sciatique et de la moelle épinière) n’est rapporté dans les études de toxicité sub-chronique et chronique du NTP (NTP, 1989). Chez la souris, le poids du cerveau n’a pas été altéré par l’exposition au 2,4-DCP via l’eau de boisson pendant 6 mois à des doses respectives de 491 et 383 mg.kg^-1.j^-1 chez les femelles et les mâles (Borzelleca et al., 1985a, b).

Aucune donnée n’a été identifiée.

Aucune donnée épidémiologique ne permet d’évaluer spécifiquement les potentiels effets cancérogènes du 2,4-DCP.

Plusieurs études cas-témoins suggèrent des associations possibles entre l’exposition aux chlorophénols (di-, tri- et tétra-chlorophénols) et la survenue de lymphomes non hodgkiniens, les sarcomes des tissus mous et le cancer du sinus nasal. Toutefois, dans ces études, une co-exposition au pentachlorophénol n’est pas exclue (Garabedian et al., 1999; Hoppin et al., 1998; Mirabelli et al., 2000; Richardson et al., 2008).

Plusieurs études épidémiologiques (Eriksson et al, 1981, 1990; Hardell et Eriksson, 1988; Hardell et al., 1981, 1995; Hooiveld et al., 1998; Kogevinas et al., 1997; Lynge, 1985; Saracci et al., 1991; Zendehel et al., 2014) ont évalué le lien possible entre le cancer et les expositions professionnelles au cours de la fabrication ou de l’utilisation d’herbicides du type phénoxy. Dans ce secteur, les travailleurs peuvent avoir été exposés au pentachlorophénol, aux composés herbicides phénoxy, ainsi qu’à des contaminants polychlorés du type dioxines et furanes, en plus des chlorophénols initialement ciblés dans cette évaluation. La plupart des études qui ont évalué des sous-groupes exposés uniquement aux chlorophénols autres que le pentachlorophénol (Lynge, 1985; Saracci et al., 1991) n’ont mis en évidence aucune association. De même, dans la méta-analyse de Zendehel regroupant des études où les sujets ont été exposés uniquement aux chlorophénols, aucune association avec le cancer du poumon n’a été observée (Zendehel et al., 2014).

L'étude de Lynge a décrit l'augmentation de cancers du poumon et des sarcomes des tissus conjonctifs dans certaines sous-populations travaillant dans des usines de production d’herbicides du groupe des chlorophénols (DCP et 4-chloro-ortho-crésol) au Danemark entre 1951 et 1959. Bien que l’exposition des personnes à la 2,3,7,8-tétrachlorodibenzodioxine semble peu probable dans la mesure où les usines de production de trichlorophénol ont été écartées, les auteurs n’excluent cependant pas la présence de nombreux autres biais et ne peuvent conclure quant au pouvoir cancérogène du 2,4-DCP (Lynge, 1985).

Dans une autre étude réalisée sur 4 500 travailleurs, exposés non exclusivement au 2,4-DCP, une augmentation significative de l’incidence des cancers du poumon, des cancers du rectum et des sarcomes des tissus conjonctifs a été observée chez les hommes. Chez les femmes, les tumeurs se situaient au niveau ORL. La présence de nombreuses substances en mélange ne permet pas dans cette étude de conclure sur le caractère cancérogène du 2,4-DCP (US EPA, 1987).

Une étude ayant suivi 878 salariés exposés professionnellement au 2,4-DCP entre 1945 et 1983 montre un excès de cancers lymphatiques et hématopoïétiques. L'exposition à d'autres chlorophénols ou contaminants n'est pas non plus exclue (Bond et al., 1988).

Une étude écologique a été menée dans le sud de la Finlande pour déterminer si la consommation d’eau potable contaminée par les chlorophénols (70 à 140 µg.L^-1), essentiellement tri- et tétra-chlorophénols était associée à la morbidité liée aux cancers (Lampi et al., 2008). Cependant l’approvisionnement en eau auquel la collectivité était exposée a également pu être contaminé par le penta-chlorophénol, en plus des autres chlorophénols. Une augmentation de l’incidence des lymphomes non hodgkiniens (SIR de 2.08 ; IC_95% 1.14 – 3.49) et des cancers des tissus mous (SIR de 3,19 ; IC_95% 1.17 – 6,95) est rapportée au cours de la période d’exposition (1972-1986) par rapport au taux d’incidence pour la région où le village était situé.

Aucune étude d’exposition exclusivement cutanée n’a été identifiée.

Aucune étude n’a été identifiée.

Aucune activité cancérogène du 2,4-DCP n'a été mise en évidence dans les 2 études menées chez la souris (B6C3F1) et le rat (F344/N) pour des administrations quotidiennes par voie orale dans la nourriture jusqu’à des doses de 440 mg.kg^-1.j^-1 chez le rat et 1 300 mg.kg^-1.j^-1 chez la souris sur une période de 2 ans (NTP, 1988).

Le 2,4-DCP a présenté une activité de promotion tumorale dans une étude d’initiation-promotion cutanée de 15 semaines chez la souris où le 2,4-DCP a été appliqué 2 fois par semaine (25 μL d’une solution à 20 %) après une seule application de 7,12-diméthylbenzo[a]anthracène (DMBA) (Boutwell et Bosch, 1959). Une augmentation du nombre de tumeurs cutanées a été observée après les applications de 2,4-DCP par rapport au traitement au DMBA seul.

Aucune donnée n’a été identifiée

Le 2,4-DCP n’induit pas d’échanges de chromatides sœurs dans les cellules testiculaires et de moelle osseuse de souris exposées respectivement par voie orale (gavage dans l’huile de maïs) à des doses allant jusqu’à 638 mg.kg^-1.j^-1 pendant 15 jours ou jusqu’à 500 mg kg^-1.j^-1 (dans l’eau potable) pendant 90 jours (Borzelleca et al. 1985a).

La concentration urinaire maternelle de 2,4-DCP a été significativement associée à une baisse de l’âge des premières règles (ménarche) (écart de - 0,8 mois, IC95% [1,6 – 0]) de 179 filles incluses dans le cadre d’une cohorte californienne des naissances (CHAMACOS) (Harley et al., 2019).

A l’inverse, aucune association entre la concentration urinaire de 2,4-DCP d’adolescentes et l’âge de la ménarche n’est rapportée dans une étude transversale réalisée à partir des données de n = 440 filles de 12 à 16 ans participant à la cohorte de suivi des naissances NHANES (2003-2008) aux Etats-Unis (Buttke et al., 2012). Cependant dans cette étude, les premières règles se sont parfois produites avant les dosages urinaires de 2,4-DCP ; dans ce cas, la temporalité entre les 2 évènements n’a pas pu être évaluée dans l’étude.

Concernant les autres marqueurs du développement sexuel (développement de la poitrine, gonardache (volume testiculaire chez les garçons), apparition de poils pubiens), aucun effet significatif en lien avec la concentration urinaire de 2,4-DCP n’a été décrit aussi bien chez les filles que chez les garçons (Binder et al., 2018 ; Harley et al., 2019).

Aucun effet sur la fécondabilité n’a également été rapporté pour le 2,4-DCP (Vollmar, 2023).

Aucun effet sur la reproduction (taux de conception, mortinatalité, taille des portées) n’a été rapporté dans une étude où seules les rates ont été exposées pendant 90 jours à partir du sevrage, puis au cours de l’accouplement (avec des mâles non traités) et de la gestation à des doses de 0 – 3 – 30 – 300 ppm (soit 0 – 0,46 – 4,6 – 46 mg.kg^-1.j^-1) de 2,4-DCP administrées dans l’eau de boisson (Exon et al., 1984). A de plus fortes doses de 0 – 500 – 2 000 – 8 000 ppm administrées par voie alimentaire (soit 0 – 33,4 – 134 – 543 mg.kg^-1.j^-1 chez les rats mâles et 0 – 49,1 – 194 – 768 mg.kg^-1.j^-1 chez les rates), aucun effet sur les paramètres de la reproduction (indices d’accouplements, de fertilité, de gestation, de viabilité, sex ratio) n’a été décrit dans une étude sur 2 générations (exposition de 10 semaines avant les accouplements pour la génération parentale), en dehors d’une diminution significative du nombre d’implantations chez les femelles F1 exposées à la plus forte dose de 768 mg.kg^-1.j^-1 (Aoyama et al., 2005). Le poids de ces femelles a en parallèle significativement diminué par rapport à celui des femelles F1 du groupe témoin.

La pénétration, évaluée à partir d’un test de fertilisation in vitro, et la mobilité des spermatozoïdes n’ont pas été altérées par une exposition des souris mâles à des doses de 0 – 50 – 150 – 500 mg.kg^-1.j^-1 de 2,4-DCP via l’eau de boisson pendant 90 jours (Seyler et al., 1984).

Concernant les organes sexuels, le 2,4-DCP est sans effet sur la durée des cycles œstraux, le nombre de follicules primaires ovariens ou sur l’histologie des ovaires et de l’utérus dans les études chez le rat et/ou la souris où ces paramètres ont été évalués (Aoyama et al., 2005 ; NTP, 1989).

Chez les mâles, les données sont parfois contradictoires. Bien que l’appareil reproducteur (augmentation de la nécrose cellulaire au niveau des tubes séminifères) et la spermatogénèse (diminution de la mobilité et augmentation du nombre de spermatozoïdes anormaux) soient la cible du 2,4-DCP chez les souris mâles exposées pendant 14 jours à environ 260 mg.kg^-1.j^-1 via l’eau de boisson, la fertilité des mâles (mobilité et pénétration des spermatozoïdes dans le cadre de test in vitro) n’a néanmoins pas été altérée par une exposition jusqu’à 500 mg.kg^-1.j^-1 également administrée dans l’eau de boisson pendant 90 jours (Aydin et al., 2009 ; Seyler et al., 1984). De plus, aucune différence des paramètres spermatiques n’est rapportée chez les mâles F0 et F1 dans l’étude de reproduction sur 2 générations, ni aucun effet sur l’histologie des organes reproducteurs dans les études sub-chroniques et chroniques du NTP réalisées chez le rat et la souris (Aoyama et al., NTP, 1989).

Dans une étude cas-témoins de petite taille, l’exposition urinaire de 2,4-DCP des mères n’a pas été associée à des variations de la taille pour l’âge gestationnel des bébés à la naissance (Bommarito et al., 2021).

Une étude cas-témoins nichée dans 2 cohortes françaises (EDEN et PELAGIE) et regroupant 72 cas (garçons nés avec hypospadias ou non descente des testicules) et 216 témoins, a inversement corrélé la concentration de 2,4-DCP urinaire des mères avec le poids de naissance et le périmètre crânien à la naissance (Philippat et al., 2012).

Chez les enfants de 3 ans (Guo et al., 2019) ou de 5 ans (Berger et al., 2021), respectivement réalisées sur 377 et 309 paires mère-enfant, les paramètres physiques du développement de l’enfant (taille, indice de masse corporelle) ont été mesurés. Ce dernier auteur a pu établir une association entre la prévalence de l’asthme ou une altération de la fonction pulmonaire chez les enfants et la concentration de 2,4-DCP urinaire des mères (319 paires mères – enfant de la cohorte californienne CHAMACOS) (Berger et al., 2020).

L’administration de doses croissantes de 2,4-DCP administrées par gavage à des rates entre les 6^e et 15^e jours de gestation a entraîné une perte de poids dès 375 mg.kg^-1.j^-1 et une mortalité (4/34) des mères exposées à la plus forte dose de 750 mg.kg^-1.j^-1 (Rodwell et al., 1989). A cette même dose, un retard d’ossification, une augmentation du nombre de résorptions et une réduction du poids des fœtus non viables ont été observés. Aucun signe évident de malformations n’a été décrit dans cette étude.

Dans l’étude de reproduction sur 2 générations chez le rat décrite précédemment, un retard significatif des marqueurs physiques du développement (ouverture des yeux) est observé à la fois chez les petits F1 et F2 exposés à la plus forte dose (Aoyama et al., 2005). Toujours à la plus forte dose, l’âge de la séparation du prépuce des petits F1 est significativement augmenté, mais l’effet ne peut pas être dissocié de la baisse de croissance pondérale. A l’inverse, dans ce même groupe, l’âge de l’ouverture vaginale est plus précoce, malgré un même effet du traitement que chez les mâles sur la croissance pondérale. De plus, une augmentation significative du poids de l’utérus est rapportée chez les petites femelles F1 et F2 des groupes exposés à la plus forte dose. Les analyses histologiques de l’utérus révèlent dans ce même groupe F2 une augmentation du nombre de cellules épithéliales (7/10 femelles versus 1/10 dans le groupe témoin).

Dans une étude sur le développement où les petits ont été traités in utero, puis au cours de la période post-natale via le lait maternel et après sevrage via l’eau de boisson à des doses de 0 – 3 – 30 – 300 ppm dans l’eau potable pendant 12 semaines après la naissance (soit environ 0 – 0,46 – 4,6 – 46 mg.kg^-1.j^-1), aucun effet sur le poids des petits à la naissance et/ou au sevrage, de même qu’au cours de la croissance post-natale après sevrage n’a été observé (Exon et al., 1984). L’autopsie des petits en fin d’étude n’a pas mis en évidence d’effet sur le poids corporel mais une augmentation du poids du foie et de la rate (p<0,05), à la plus forte dose. Parmi les paramètres de la fonction immunitaire recherchés dans cette étude (production d’anticorps, réponse d’hypersensibilité retardée, activité phagocytaire), les auteurs ont mis en évidence chez les jeunes rats de 13 semaines une augmentation dose-dépendante de l’immunité humorale par la production d’anticorps, significative à la plus forte dose. A l’inverse, une diminution de l’immunité cellulaire mesurée par l’hypersensibilité retardée a été observée aux 2 plus fortes doses d’exposition (diminution significative de la réponse à l’injection sous-cutanée (mesure de l’œdème) chez les animaux exposés aux concentrations de 4,6 et 46 mg.kg^-1.j^-1 de 2,4-DCP) (Exon et al., 1984). Sur la base de la diminution de l’hypersensibilité retardée, un NOAEL de 0,46 mg.kg^-1.j^-1 a été établi dans cette étude.