Chez l’homme, il est indispensable de prendre également en compte l’apport de cadmium par inhalation via la fumée de cigarette (CE, 2007).
Le principal organe cible est le rein. L’exposition chronique au cadmium entraîne l’apparition d’une néphropathie irréversible pouvant évoluer vers une insuffisance rénale. Une dégénérescence des cellules tubulaires rénales se manifeste précocement, elle est suivie par une réaction inflammatoire interstitielle puis une fibrose (SFSP, 1999). Classiquement, une élimination accrue des protéines de faible poids moléculaire est observée : β2-microglobuline (β2M), protéine de liaison du rétinol (RBP), protéine de liaison de la vitamine D, lysosyme, ribonucléase, alpha1-microglobuline (EFSA, 2009). Cette protéinurie peut s’accompagner de glycosurie et d’aminoacidurie et d’une fuite de calcium (Lauwerys, 1990) ; (Mason et al., 1988) ; (Jarup et al., 1988a) ; (Thun et al., 1989) ; (Chia et al., 1989) ; (Bernard et al., 1990) ; (Roels et al., 1991) ; (Jakubowski et al., 1992).
Lors d’expositions professionnelles, l’atteinte fonctionnelle tubulaire rénale apparaît lorsque la concentration en cadmium dans le cortex rénal atteint environ 200 µg.g^-1 de tissu rénal.
Les effets rénaux sont observés pour des concentrations urinaires de cadmium de 1,1 à 15 µg.g^-1 de créatinine (Elinder et al., 1985) ; (Jakubowski et al., 1987) ; (Shaikh et al., 1987) ; (Verschoor et al., 1987) ; (Kawada et al., 1989) ; (Bernard et al., 1990) ; (Roels et al., 1991) ; (Chiba et Masironi, 1992) ; (Toffoletto et al., 1992) ; (Roels et al., 1993) ; (Jarup et Elinder, 1994) ; (Chen et al., 2006a) ; (Chen et al., 2006b).
La capacité de synthèse de la métallothionéine ne suffit plus pour maintenir le cadmium rénal sous forme liée et le cadmium non fixé à la métallothionéine peut exercer son action toxique (Lauwerys, 1990).

Effets rénaux
Le rein est donc l’organe cible pour des expositions par inhalation et les premiers effets lors d’expositions professionnelles correspondent à un dysfonctionnement tubulaire associé à une augmentation de l’excrétion urinaire des protéines de faible poids moléculaire telles que la β2M ou la RPB (Lauwerys, 1979) ; (Elinder et al., 1985) ; (Smith et al., 1986) ; (Jakubowski et al., 1987) ; (Shaikh et al., 1987) ; (Verschoor et al., 1987) ; (Mason et al., 1988) ; (Jarup et al., 1988a) ; (Thun et al., 1989) ; (Chia et al., 1989) ; (Bernard et al., 1990) ; (Roels et al., 1991) ; (Jakubowski et al., 1992) ; (Roels et al., 1993). La concentration critique en cadmium dans le cortex rénal associée à une augmentation de l’incidence des dysfonctionnements rénaux au cours d’expositions professionnelles est estimée à environ 200 ppm ce qui correspond une excrétion urinaire de environ 5-10 µg Cd.g^-1 créatinine (Friberg et al., 1974) ; (Kjellstrom et al., 1977) ; (Roels et al., 1983).
Plusieurs études ont été conduites chez des travailleurs exposés à des niveaux élevés de cadmium (Cd-U> 10 µg.g^-1 créatinine) et pour lesquels des dysfonctionnements tubulaires sont rapportés. Dans ces circonstances, il a été montré que la protéinurie tubulaire est toujours irréversible (Roels et al., 1983) ; (Piscator M., 1984) ; (Elinder et al., 1985) ; (Roels et al., 1989) ; (Jarup L. et al., 1993) ; (Jarup et al., 1998) ; (Mason H.J. et al., 1999).
Une étude a été réalisée en milieu professionnel, sur une cohorte d'une usine de production d'alliage cuivre-cadmium (Mason et al., 1988). Les concentrations mesurées ont diminué au cours du temps : elles étaient supérieures à 480 µg.m^-3 avant 1935, comprises entre 150 et 360 µg.m^-3 de 1936 à 1972 et comprises entre 34 et 85 µg.m^-3 de 1973 à1983. Les expositions cumulées seraient comprises entre 30 et 13 277 µg.m^-3 an. Une augmentation significative des atteintes rénales est observée dans la population exposée. De cette étude, il est possible de définir un NOAEL de 719 µg.m^-3 par an et un LOAEL de 1 301 µg.m^-3 par an.
Une autre étude a cherché à évaluer les effets de l’exposition par inhalation au cadmium sur la fonction rénale de 82 salariés de sexe masculin (Ellis et al., 1985). Les niveaux d’expositions cumulées sont estimés à 7,5 – 54 - 315 - 684 µg.m^-3 par an.
Aucun effet n’est observé pour le plus faible niveau d’exposition, en revanche une augmentation des atteintes rénales est identifiée dès 54 µg.m^-3. De cette étude, sont déterminés un NOAEL de 7,5 µg.m^-3 et un LOAEL de 54 µg.m^-3.

Effets respiratoires
Des troubles respiratoires sont rapportés pour des expositions cumulées par inhalation ; les niveaux d’exposition étaient compris entre 30 et 13 277 µg.m^-3 an (Davison et al., 1988) ; (Mason et al., 1988). Ces troubles sont essentiellement liés aux effets irritants des particules de cadmium. Ils comprennent une rhinite, une bronchite, de l’emphysème ainsi qu’une altération de l’odorat (Davison et al., 1988) ; (Smith et al., 1976) ; (Cortona et al., 1992) ; (Leduc et al., 1993). Dans les conditions d’exposition professionnelle au cadmium, l’altération de la fonction pulmonaire ne survient qu’après 20 ans environ d’exposition (Lauwerys, 1990).
L’évaluation de la fonction pulmonaire chez des salariés exposés au cadmium pendant au moins 6 ans à des concentrations souvent supérieures à 200 µg.m^-3 montre une altération des paramètres ventilatoires pour le groupe le plus exposé. Les expositions cumulées ont été estimées entre 20 et 700 µg.m^-3 et entre 800 et 20 000 µg.m^-3 an. Par ailleurs, il a été montré que certaines atteintes pulmonaires peuvent être réversibles (Chan et al., 1988). Une augmentation modérée du volume résiduel a été observée chez les travailleurs exposés à des fumées d’oxyde de cadmium pour une exposition cumulée < 500 µg.m^-3 (Cortona et al., 1992). Cette augmentation est considérée comme un effet critique et une LOAEC peut être dérivée à partir des concentrations de cadmium urinaire associées de 3,1 µg.L^-1.

Effets rénaux
De nombreuses études ont mis en évidence une augmentation de mortalité en lien avec une augmentation de dysfonctionnements rénaux chez les populations résidant dans des zones polluées au cadmium. Une augmentation statistiquement significative des SMR est observée chez les résidants d’une zone polluée au cadmium au Japon en lien avec une augmentation des biomarqueurs de dysfonctionnements rénaux (Arisawa et al., 2001 ; Arisawa et al., 2007a, 2007b) ; (Iwata et al., 1991a ; Iwata et al., 1991b) ; (Matsuda et al., 2002) ; (Nakagawa et al., 1993) ; (Nishijo et al., 1995), (Nishijo et al., 2004a), (Nishijo et al., 2006).
Une augmentation de la mortalité en lien avec des dysfonctionnements rénaux est également observée dans des zones polluées au cadmium chez des populations en Belgique (Lauwerys et De Wals, 1981) et en Angleterre (Inskip et al., 1982).
Des niveaux élevés de plusieurs biomarqueurs de dysfonctionnements rénaux et/ou une association entre charge corporelle en cadmium et ces biomarqueurs a été rapportée chez des populations résidant dans des zones polluées en cadmium, mais à des niveaux qui restent peu élevés, au Japon (Ezaki et al., 2003) ; (Ikeda et al., 1999) ; (Suwazono et al., 2000) ;(Oo et al., 2000) ; (Uno et al., 2005) ; (Yamanaka et al., 1998), en Belgique (Buchet et al., 1990) ; (Roels et al., 1981a), aux Etats Unis (Noonan et al., 2002). Ces mêmes observations ont également été réalisées sur des populations résidant dans des zones polluées au cadmium en Chine (Cai et al., 1990 ; Cai et al., 1992 ; Cai et al., 1998) ; (Jin et al., 2002 ; Jin et al., 2004a ; Jin et al., 2004c) ; (Nordberg et al., 1997) ; (Wu et al., 2001a), au Japon (Cai et al., 2001) ; (Hayano et al., 1996) ; (Ishizaki et al., 1989) ; (Izuno et al., 2000) ; (Kawada et al., 1992) ; (Kido et Nogawa, 1993) ; (Kobayashi et al., 2002b) ; (Monzawa et al., 1998) ; (Nakadaira et Nishi, 2003) ; (Nakashima et al., 1997) ; (Nogawa et al., 1989) ; (Osawa et al., 2001) ; (Watanabe et al., 2002), en Thaïlande (Teeyakasem et al., 2007), en Suède (Järup et al., 2000 ; Olsson et al., 2002), en Pologne (Trzcinka-Ochocka et al., 2004). Ces données sont synthétisées dans le tableau ci-dessous.

AAP : alanine-aminopeptidase, β2M : β2-µglobuline, Cd-U : cadmium urinaire, Cd-S : cadmium sanguin, F : femmes, H : hommes, G : garçons, Fi : Filles, NAG : N-acétyl-β-glucosaminidase, pHC : glycoprotéine humaine formant complexe, RBP : rétinol binding protéine

Les LOAEL induisant un dysfonctionnement rénal correspondent à une consommation quotidienne de 140 à 260 µg de cadmium pendant toute une vie (soit environ 14 à 26 µg Cd.kg^-1 par semaine). Ces valeurs ont été établies pour une population de japonais exposée au cadmium lors de la consommation de riz contaminé (Nordberg et al., 1997) ; (Chaney et al., 1996).
Une dose cumulée de cadmium ingérée d’environ 2 g et au-delà soit une dose de 140 à 260 µg de cadmium ingéré quotidiennement sur la vie entière induit des altérations rénales (CE, 2007). De ce fait, il a été défini un NOAEL de 2,1 µg.kg^-1.j^-1 (Nogawa et al., 1989). Des études épidémiologiques ont également été menées en Europe (Roels et al., 1981a ; Roels et al., 1981b) ; (Buchet et al., 1990) ; (Hotz et al., 1999) ; (Jarup et al., 2000).
Une étude transversale en Belgique réalisée chez 1 699 individus de la population générale (urbaine et rurale) exposée à des doses élevées de cadmium, a cherché à identifier les effets du cadmium sur des paramètres de l’excrétion urinaire (protéine de liaison du rétinol, N-acétyl bêta-D-glucosaminidase, bêta 2 microglobuline, acides aminés et calcium) de la population générale exposée à des doses élevées de cadmium en milieu urbain et rural (Buchet et al., 1990) ; (Lauwerys et al., 1991). Une bonne corrélation a été mise en évidence entre les niveaux d’exposition au cadmium et l’élévation de ces paramètres. Ces résultats sont confortés par ceux d’une étude suédoise portant sur 1 021 individus exposés professionnellement ou via l’environnement (Jarup et al., 2000). De ces études, il apparaît que les effets rénaux liés à l’exposition au cadmium par ingestion sont observés pour une charge corporelle de cadmium correspondant à l'élimination urinaire de 1 à 2 µg de cadmium par gramme de créatinine.
Des calculs de benchmark dose à partir des données de population résidant dans des zones non polluées au cadmium en Suède (Suwazono et al., 2006) ou au Japon (Kobayashi et al., 2006) ; (Uno et al., 2005) ou dans les zones polluées au cadmium au Japon (Shimizu et al., 2006) ou en Chine (Jin et al., 2004c) ont été menée. L’analyse utilise les niveaux de cadmium urinaire (Cd-U) comme biomarqueur d’exposition au cadmium et la prévalence de niveau anormaux de biomarqueurs de dysfonctionnements rénaux (Bêta-2-microglobuline, pHC, protéines, NAG, rétinol binding protein (RBP), albumine ou filtration glomérulaire). Les différents résultats sont rapportés par ATSDR en 2008. Une benchmark dose (BMD_L) a été calculée pour l’exposition chronique au cadmium sur la base des niveaux de cadmium urinaire (0,3 – 11,31 ou 0,6 – 11,4 µg.g^-1 créatinine) associés à une augmentation de 5 à 10 % du risque de dysfonctionnement rénal (ATSDR, 2008), (Jarup et Akesson, 2009).
Une approche par méta-analyse a été menée afin d’estimer un seuil d’effet (Gamo et al., 2006). Dans cette approche, le cadmium urinaire est pris comme biomarqueur d’exposition et la prévalence des valeurs de β-2 µglobuline comme indicateur de dysfonctionnement rénal. Les auteurs déterminent que la moyenne géométrique des concentrations urinaires de cadmium pour une population dans une zone géographique limitée ne doit pas excéder 3 µg.g^-1 de créatinine et pour une large zone géographique une valeur de 2 µg.g^-1 (ATSDR, 2008) ce qui correspond à une consommation de cadmium de 0,9 – 1,4 g pour la vie entière (Suwazono et al., 2010).
Il est envisagé de développer des niveaux de cadmium urinaire pour les différentes tranches d’âge à partir de 55 ans pour tenir compte des effets cumulatifs et de l’excrétion variable en fonction de l’âge (Kobayashi et al., 2008).
Enfin, certains auteurs suggèrent que l’exposition au cadmium puisse induire une élévation de glucose sanguin et un diabète, par altération des cellules des îlots de Langerhans, à l’origine des altérations rénales (Edwards et Prozialeck, 2009).

Effets osseux
Des atteintes du squelette liées à une interférence avec le métabolisme du calcium sont également observées pour les expositions au cadmium aux concentrations les plus élevées (Jarup L. et al., 1988b) ; (Nordberg et al., 1997). Une excrétion excessive du calcium induit de l’ostéomalacie, de l’ostéoporose, avec des douleurs osseuses intenses. Ces troubles constituent une partie des signes de la maladie de « Itaï-Itaï » observée au Japon chez les populations exposées au cadmium (lors de la consommation de riz contaminé)(Shigematsu, 1984).
Si la toxicité osseuse du cadmium lors d’une exposition est clairement établie chez les populations souffrant de troubles du métabolisme du calcium, les études les plus récentes montrent que des atteintes osseuses ont également été mises en évidence pour des concentrations n’induisant pas de lésions rénales (Akesson et al., 2005). Les mécanismes osseux affectés par l’exposition au cadmium ne sont pas clairement identifiés. Le rôle du cadmium dans la genèse de l’ostéoporose et de l’ostéomalacie est probable (CE, 2007) ; (Nawrot et al., 2010).
Les résultats de l’étude transversale menée par (Alfven et al., 2000) sur une population de 1 064 personnes (hommes et femmes) exposés professionnellement et via l’environnement permet de proposer un LOAEL de 3,63.µg.g^-1 de créatinine (3 nmol de Cd.mmol^-1) de créatinine. D’autres études confirment la survenue d’effets sur la densité osseuse à de faibles doses de cadmium. Ces effets sont rapportés pour des concentrations en cadmium urinaire de 0,67 µg.g^-1 créatinine et pour des concentrations sanguines de cadmium de 0,38 µg.L^-1 (Akesson et al., 2006) et pour des concentrations sanguines de cadmium de 0,90 µg.L^-1 (Schutte et al., 2008a). Les femmes sont plus sensibles que les hommes. Les femmes enceintes ou allaitantes sont atteintes plus précocement en raison des besoins accrus en calcium (Kjellstrom, 1992 ; Kjellstrôm, 1986) ; (Jarup et al., 1998) ; (Hayano et al., 1996) ; (Tsuritani et al., 1992) ; (Staessen et al., 1999) ; (Buchet et al., 1990).
Une augmentation de 18 % de l’incidence des fractures a été mise en évidence chez les personnes de plus de 50 ans par unité de cadmium urinaire (1,21.µg.g^-1 de créatinine 1 nmol.mmol^-1 de créatinine) (Alfven et al., 2004). Ce ratio est de 3,5 chez des sujets présentant des concentrations urinaires de cadmium de 2,42 à 4,84.µg.g^-1 de créatinine (2 à 4 nmol.mmol^-1 de créatinine) et de 8,8 chez des sujets présentant des concentrations urinaires de cadmium supérieure à 4,84.µg.g^-1 de créatinine (4 nmol.mmol^-1 de créatinine).
La diminution de l’exposition au cadmium via l’alimentation au niveau de la population ne se traduit pas par une diminution du cadmium osseux au niveau individuel (Chen et al., 2009) sauf cas particulier.
Certaines études n’ont pas montré de lien entre exposition au cadmium et effet osseux (Wallin et al., 2005) ; (Trzcinka-Ochocka et al., 2010) ; (Rignell-Hydbom et al., 2009).

Effets neurologiques
Il est possible que le cadmium soit également à l’origine de neuropathies périphériques. Cette observation a été réalisée chez une population de retraités ayant été exposés au cadmium au cours de leur activité professionnelle (Viaene et al., 1999)

Effets cardiovasculaires
Etudiées notamment en raison de l’atteinte rénale, différentes études épidémiologiques n'ont pas mis en évidence d’augmentation de la pression artérielle ou une fréquence accrue d’affection cardiovasculaire lors de l’exposition au cadmium (Lauwerys et al., 1991) ; (Staessen et al., 1990).
Plus récemment, plusieurs études avec une analyse transversale à partir des données du National Health and Nutrition Examination Surveys (NHANES) ont mis en évidence une association entre les niveaux sanguins et urinaires de cadmium et les effets cardiovasculaires (Everett et Frithsen, 2008) ; (Navas-Acien et al., 2009) ; (Tellez-Plaza et al., 2008). Les résultats portant sur 728 participants (1999-2000), ont mis en évidence un lien entre les niveaux de cadmium urinaires et la survenue d’une athérosclérose (Navas-Acien et al., 2009).
Une autre étude a montré une légère augmentation des pressions sanguines systolique et diastolique en lien uniquement avec les concentrations sanguines de cadmium (Tellez-Plaza et al., 2008). Une troisième étude portant sur 4 912 participants a mis en évidence une association significative entre niveau de cadmium urinaire (≥ 0,88 µg.g^-1 de créatinine) et la survenue d’infarctus du myocarde chez les femmes mais pas chez les hommes (Schutte et al., 2008b).
Des sujets exposés au cadmium via l’environnement en Belgique avaient une excrétion urinaire de cadmium corrélée avec des modifications d’indicateurs physiologiques de la fonction cardiovasculaire tel que propagation de l’onde pulsatile, pression artérielle pulsée, compliance et élasticité artérielle (Schutte et al., 2008b).
Enfin, une étude menée en République de Corée a montré qu’une augmentation de la concentration sanguine en cadmium entrainait une augmentation du risque d’hypertension (Eum et al., 2008).

 Il n’existe pas de donnée rapportant un effet toxique du cadmium lors de l’exposition par la voie cutanée.

Effets respiratoires
Les lésions du tractus respiratoire sont observées lors d’expositions subchroniques chez le rat et la souris (NTP, 1995) .
Des rats (F 344) et des souris (B6C3F1) mâles et femelles ont été exposés à 0 – 25 – 50 – 100 – 250 - 1 000 µg.m^-3 d’oxyde de cadmium sous forme d’aérosol (0 – 22 – 44 – 88 – 219 - 875 µg Cd.m^-3) pendant 6 heures par jour, 5 jours par semaine durant 13 semaines (NTP, 1995). Chez les rats comme les souris l’effet principal concerne le système respiratoire. Chez les rats, les lésions pulmonaires correspondent à un infiltrat alvéolaire d’histiocytes et à une hyperplasie de l’épithélium alvéolaire dans les deux sexes dès 50 µg.m^-3. Une dégénérescence de l’épithélium du larynx apparaît dès l’exposition à 25 µg.m^-3 alors que l’inflammation de l’épithélium respiratoire nasal ne survient qu’à 100 µg.m^-3 chez les femelles et à 250 µg.m^-3 chez les mâles.
Chez la souris, les résultats sont concordants pour des niveaux d’exposition analogues.
Ces effets ne sont pas retrouvés dans une autre étude menée chez la femelle exposée à des concentrations de 25 – 50 – 100 µg Cd.m^-3 sous forme d’oxyde de cadmium en continu pendant 90 jours aux deux concentrations les plus basses et pendant 63 jours à la concentration la plus élevée (Prigge, 1978). Dans cette étude aucun signe clinique n’est observé.
Chez le hamster syrien doré exposé à 10 – 90 – 270 µg Cd.m^-3 d’un aérosol d’oxyde de cadmium (taille des particules inconnue) 8 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 16 mois, une hyperplasie de la région péribronchiolaire est observée aux deux plus fortes concentrations (Aufderheide et al., 1989). Les effets chez le hamster sont plus marqués que chez le rat probablement du fait de différences des mécanismes impliqués (Thiedemann et al., 1989).
Une adaptation de la réponse inflammatoire induite par une exposition à de faibles concentrations pour de courtes durées d’exposition (2 semaines) est observée pour des durées d’exposition plus longues (6 semaines) avec une augmentation des niveaux de métallothionéine, glutathion et gamma glutamylcystéine (Hart et al., 2001).

Effets rénaux
Chez l’animal, il a été montré que les effets toxiques du cadmium, administré par voie orale, sont observés au niveau des reins à des concentrations inférieures à celles induisant des effets pulmonaires en raison d’une plus faible capacité de liaison du cadmium aux métallothionéines rénales (Goyer et al., 1989) ; (Kotsonis et Klaassen, 1978) ; (NTP, 1995) ; (Squibb et Fowler, 1984).

Effets osseux
Le cadmium affecte le métabolisme osseux ce qui se manifeste par de l’ostéopétrose, de l’ostéomalacie, de l’ostéosclérose et/ou de l’ostéoporose à des doses de 2 à 10 mg.kg^-1.j^-1 soit des concentrations en cadmium dans les reins de 200 à 300 µg.g^-1 (OMS FAO, 2011). Ces effets seraient secondaires aux atteintes rénales.
Plusieurs études ont été menées par Brzoska et collaborateurs pour des expositions quotidiennes au chlorure de cadmium pendant 12 mois chez le rat. Une diminution de la minéralisation des os et de la densité osseuse de la colonne vertébrale, du fémur et du tibia ont été observées chez des femelles exposées à des doses ≥ 0,2 mg Cd.kg^-1.j^-1 (Brzoska et al., 2005a) ; (Brzoska et al., 2005b) ; (Brzoska et al., 2005c-a) et chez les mâles exposés à 0,2 mg Cd.kg^-1.j^-1 (Brzoska et Moniuszko-Jakoniuk, 2004a, 2004b) pour des expositions sub-chroniques et chez les femelles exposées de manière chronique à 0,08 mg Cd.kg^-1.j^-1 (Brzoska et Moniuszko-Jakoniuk, 2004a, 2004b).
Les résultats de l'exposition à long terme chez le rat, à des niveaux correspondant à des expositions environnementales chez l'homme, montrent que ces expositions conduisent à une fragilité du squelette accrue et une diminution de la densité minérale (Bhattacharyya et Sen Gupta, 2009). Le cadmium induit une déminéralisation qui commence dans les 24 heures après l'exposition par voie orale, chez des souris. Dans des systèmes de culture osseuse, l’exposition au cadmium à des concentrations faibles agit directement sur ces cellules et provoque une diminution de la formation osseuse et une augmentation de la résorption osseuse.

Autres effets
Si certaines études semblent montrer un effet de l’exposition sur la pression sanguine, ces effets restent faibles (ATSDR, 2008).
Plusieurs études ont recherché d’éventuels effets sur la fonction endocrine par examen histopathologique des organes concernés. Aucun effet n’a été observé (Kawamura et al., 1978) ; (Kotsonis et Klaassen, 1978) ; (Loeser et Lorke, 1977a).

De nombreuses études épidémiologiques, notamment lors d’expositions professionnelles par inhalation, ont permis d’établir un lien entre exposition au cadmium et développement de cancers pulmonaires et, de manière plus limitée, pour les cancers rénaux, hépatiques et prostatiques (IARC, 1993). L’évaluation a été réalisée à partir de 7 cohortes indépendantes, relatives à la fabrication de piles nickel cadmium (Royaume Uni, Suède), l’industrie de la métallurgie en particulier les alliages cuivre-cadmium (Royaume Uni, Suède), l’industrie de la récupération du cadmium (Etats Unis), des usines de fabrication de produits contenant du cadmium (Royaume Uni) et des fonderies (Chine). Compte tenu des biais existants, tels que le tabac et des co-expositions notamment aux autres métaux tel que l’arsenic, le lien de causalité est parfois difficile à mettre en évidence.

Cancers pulmonaires
En milieu professionnel, les résultats obtenus sur différentes cohortes ont clairement établi un lien entre l’exposition au cadmium et la survenue de cancers pulmonaires malgré la taille souvent réduite des cohortes étudiées.
Les salariés de l’industrie de fabrication des batteries nickel-cadmium d’Angleterre présentent un excès de cancers pulmonaires et aussi prostatiques pour des expositions à l’oxyde de cadmium. Dans cette cohorte, les expositions sont estimées entre 0,6 et 2,8mg.m^-3 en 1949, inférieures ou égales à 0,5 mg.m^-3 entre 1950 et 1967, inférieures à 0,2 mg.m^-3 entre 1968 et 1975 et inférieures à 0,05 mg.m^-3 depuis 1975 (Potts, 1965) ; (Kipling et Waterhouse, 1967) ; (Sorahan et Waterhouse, 1983) ; (Sorahan, 1987). Le suivi de 926 hommes exposés au moins un an entre 1947 et 1975 montre un SMR^[1] de 111 [IC à 95 %, 81-148] ce qui correspond à une diminution de l’excès, par rapport aux publications antérieures, liée notamment à une diminution des niveaux d’exposition d’un facteur 100 entre 1950 et 1975 (Sorahan et Esmen, 2004).
Une autre cohorte de salariés de l’industrie de fabrication des batteries nickel-cadmium d’origine suédoise a été analysée. Là encore, une augmentation de l’incidence des cancers pulmonaires et prostatiques est rapportée. Les niveaux d’exposition étaient de 1 mg.m^-3 avant 1947, de 0,3 mg.m^-3 entre 1947 et 1962, de 0,05 mg.m^-3 entre 1962 et 1974 et de 0,02 mg.m^-3 après 1975 (Kjellstrom et al., 1979) ; (Andersson et al., 1984) ; (Elinder et al., 1985). Les données actualisées ont mis en évidence un risque avec un SMR de 176 [IC 95 %, 101-287] sur 900 sujets exposés durant au moins 1 an entre 1931 et 1982 et suivis jusqu’en 1992 (Jarup et al., 1998).
Une cohorte de salariés de l’industrie de l’alliage cuivre-cadmium en Angleterre a fait l’objet d’investigations. Les résultats obtenus correspondent essentiellement à une augmentation de la mortalité par cancer pulmonaire pour des expositions supérieures à 1 mg.m^-3 avant 1953, inférieures à 0,15 mg.m^-3 entre 1953 et 1967, et inférieures à 0,05 mg.m^-3 après 1957 (Holden, 1980a, 1980b) ; (Kazantzis et al., 1989). Il est également signalé une diminution des niveaux d’exposition au cadmium d’environ 0,6 mg.m^-3 avant 1930, de l’ordre de 0,2-0,3 mg.m^-3 entre 1943 et 1962 et inférieurs à 0,21 mg.m^-3 après 1972 (Sorahan et al., 1995).
Aux Etats Unis, une première étude a été menée chez 292 ouvriers de la récupération du cadmium exposés au moins 6 mois Une augmentation de la mortalité a été observée (27 morts observées /17,57 attendues), par cancer respiratoire et de la prostate ainsi qu’à des pathologies pulmonaires non malignes (Lemen et al., 1976). Quatre morts sont attribuées à des carcinomes de la prostate et 12 à des cancers pulmonaires. Une extension de la cohorte de cette étude a pris en compte 602 travailleurs de type caucasien exposés pendant au moins 6 mois entre 1940 et 1969. Une relation dose-effet statistiquement significative a été déterminée entre mortalité par cancer pulmonaire et exposition cumulée au cadmium pour des expositions au-delà de 2 ans. Une augmentation de 50 % de la mortalité par cancer pulmonaire non statistiquement significative est observée pour des expositions cumulées comprises entre 41 et 200 µg.m^-3. Une réévaluation de la cohorte d’ouvriers de la récupération du cadmium aux Etats Unis a conduit à une nouvelle estimation de la relation dose-effet pour le risque des cancers broncho-pulmonaires (Sorahan et Lancashire, 1997). A partir d’historiques professionnels détaillés sur la période 1926-1976 permettant le calcul d’index d’exposition cumulée, une relation dose–effet significative a été mise en évidence dans le sous-groupe des sujets ayant eu une exposition mixte arsenic-cadmium. Le RR^[2] est de 0,81, IC 95 %, [0,17-3,82] pour une exposition cumulée de 200-499 mg.m^-3 et de 1,83 IC 95 %, [0,36-9,39] pour une exposition cumulée de 500-999 mg.m^-3 et de 4,02, IC 95 %, [1,34-12,03] pour une exposition cumulée de > 1 000 mg.m^-3. Dans le sous-groupe des ouvriers ayant été exposés au cadmium sans exposition concomitante à l’arsenic, l’excès de risque de cancers bronchopulmonaires dans les groupes d’expositions cumulées les plus élevées n’est pas statistiquement significatif.

Cancer prostatique
Un excès de mortalité par cancer prostatique (RR : 1,48, IC 95 % 0,17-5,35) est rapporté dans une cohorte de salariés d’une usine de l’industrie de l’alliage cuivre-cadmium suédoise. Dans cette cohorte, les expositions aux fumées d’oxyde de cadmium étaient comprises entre 0,1 et 0,4 mg.m^-3 dans les années 60 et de l’ordre de 0,05 mg.m^-3 dans les années 70 (Kjellstrom et al., 1979).
Une cohorte américaine a été largement étudiée, il s’agit de salariés d’une usine de fabrication d’oxyde de cadmium, de sulfure de cadmium et de cadmium métal. Les niveaux d’exposition estimés sont de 1,16 mg.m^-3 avant 1950, de 0,50 mg.m^-3 entre 1950 et 1959, de 0,34 mg.m^-3 entre 1960 et 1964 et de 0,26 mg.m^-3 entre 1965 et 1976 (Smith et al., 1980). D’autres métaux tels que le plomb, l’arsenic, l’indium ou le thallium ont également été produits par intermittence dans cette usine, cependant (Lemen et al., 1976) estiment que les traces de ces métaux sont insignifiantes par rapport aux niveaux d’exposition au cadmium. Au cours des différentes analyses, plusieurs facteurs de confusion ont été retenus notamment la consommation de cigarettes et l’exposition à l’arsenic.
Le lien entre les expositions au cadmium et la survenue de cancer pulmonaire et prostatique est à nouveau rapportée (Stayner et al., 1992 ; Stayner et al., 1993) ; (Lemen et al., 1976) ; (Thun et al., 1985), (Thun et Clarkson, 1986) ; (Savitz, 1986) ; (Axelson, 1978) ; (Siemiatycki et al., 1988) ; (Lamm et al., 1992) ; (Doll, 1992) ; (Sorahan et Lancashire, 1997).
Une étude cas-témoin menée aux États Unis a permis de mettre en évidence une corrélation non statistiquement significative entre l’exposition au cadmium et la survenue de cancer prostatique, odd ratio 0,9 (IC : 0,7-1,2) et de 1 (IC : 0,7 – 1,3) pour des expositions les plus élevées au cadmium (Elghany et al., 1990).
Les études plus récentes ne confirment pas ce lien (Verougstraete et al., 2003) ; (Sahmoun et al., 2005) la puissance statistique de ces études est cependant limitée du fait du nombre restreint de cas (Huff et al., 2007). Une étude cas-témoin réalisée en Italie a montré une apparente relation entre la quantité de cadmium dans les ongles des pieds et les cancers de la prostate (Vinceti et al., 2007). Bien qu’il s’agisse d’un indice biologique non conventionnel, un excès de risque de cancer prostatique est calculé chez les sujets des troisième ou quatrième quartiles les plus élevés de concentration de cadmium au niveau des ongles des pieds avec un odd ratio respectif de 1,3 et 4,7 par comparaison aux sujets du quartile bas.

Cancer de l’estomac
Comme décrit précédemment, une cohorte de salariés de l’industrie de la transformation du cadmium en Angleterre a également fait l’objet d’analyses. Un excès de mortalité par cancer de l’estomac (RR : 1,24, IC 95 %1,02-1,50) est rapporté mais il n’est pas lié à l’intensité de l’exposition au cadmium car le RR est de 1,28, IC 95 % 1,03-1,57, pour le groupe faiblement exposé (Armstrong et Kazantzis, 1983) ; (Kazantzis et al., 1988 ; Kazantzis et al., 1992) ; (Kazantzis et Blanks, 1992) ; (Ades et Kazantzis, 1988).
Une cohorte chinoise de l’industrie des hauts fourneaux a été étudiée. Les niveaux d’exposition étaient de l’ordre de 0,186 et 0,014 mg.m^-3 en fonction des zones d’activité pour des expositions postérieures à 1980, et avant 1980, ces niveaux étaient de 0,535 mg.m^-3. Des expositions à l’arsenic sous forme d’As₂O₃ sont également mentionnées dans certaines zones (0,196 mg.m^-3). Des excès de mortalité par cancer pulmonaire (SMR : 6,65), cancer du foie (SMR : 17,0) ou de l’estomac (SMR : 3,18) sont rapportés dans cette étude (Ding et al., 1987).

Cancers de la prostate et des testicules
Enfin, le lien entre exposition au cadmium et cancer de la prostate n’est pas clairement établi. Les résultats combinés de plusieurs cohortes ont montré une association entre l’exposition professionnelle au cadmium et cancer de la prostate, mais ne permettent pas de conclure (Elinder et al., 1985). Il ne semble pas qu’il puisse y avoir de relation avec des cancers du testicule (Waalkes, 2000).

Cancers prostatiques dans les cohortes de travailleurs exposés au Cd (d’après IARC, 1993)

NR : non rapporté, NMA : -Américains Non Mexicains

Une étude de mortalité réalisée chez une population japonaise exposée au cadmium via l’alimentation (riz contaminé) a mis en évidence l’absence d’augmentation de mortalité par cancer tous sites confondus et par cancer du foie ou de l’estomac en particulier.
Deux études rapportent des cas de cancers de la prostate (Shigematsu et al., 1982) ; (Bako et al., 1982). La première étude a montré l’augmentation de mortalité par cancer prostatique. Les niveaux de cadmium dans l’alimentation étaient de 0,2 à 0,7 ppm dans les zones polluées et de 0,02 à 0,1 ppm dans les zones non-polluées (Shigematsu et al., 1982). Les résultats d’une autre étude, réalisée au Canada, semblent confirmer la corrélation entre l’augmentation de la mortalité par cancer prostatique (53,6 cas sur 100 000) et les niveaux d’exposition au cadmium via l’environnement. Les niveaux mesurés étaient de 0,006 ppm dans les eaux usées, 0,27 ppm dans les sols et de 0,004 ppm dans l’eau courante (Bako et al., 1982). A l’inverse, une revue systématique des études épidémiologiques récentes chez des populations exposées via l’environnement n’a pas trouvé d’augmentation relative de cancer (Verougstraete et al., 2003).

Cancer pulmonaire
Une étude prospective menée en Belgique a évalué le lien entre exposition au cadmium via l’environnement et l’incidence de cancer. Cette étude s’inscrit dans le prolongement de celle de Flemmish dans l’étude Cadmibel. Elle a inclus 6 districts avec des forts niveaux d’exposition au cadmium, proches de ceux des travailleurs de la sidérurgie, et 4 districts avec de faibles niveaux d’exposition au cadmium. Au total 994 sujets ont été inclus. Les travailleurs exposés professionnellement n’ont pas été exclus mais la sensibilité de l’analyse a pris en compte uniquement l’exposition environnementale (Nawrot et al., 2006). L’association de cancer pulmonaire est de 67 % (IC 95 % : 33 – 101) pour les zones à fort niveau d’exposition et de 73 % (IC 95 % : 38-108) chez les fumeurs. Pour les cancers pulmonaires, le risque relatif ajusté est de 1,70 (IC 95 % : 1,13 – 2,57 , P = 0,011) pour un doublement de l’excrétion urinaire en cadmium sur 24 h, 4,17 (IC 95 % : 1,21 – 14,4 , P = 0,024) pour les résidants de zone à fort niveau d’exposition par comparaison avec ceux des zones à faible niveau d’exposition et de 1,57 (IC 95 % : 1,11 – 2,24 , P = 0,012) pour un doublement des concentrations de cadmium dans les sols. Dans cette étude, le niveau médian d’excrétion de cadmium dans les urines est de 0,8 µg.g^-1 de créatinine avec une étendue du 25^éme au 75^ème percentile d’environ 0,5 à 1,4 µg.g^-1 de créatinine (EFSA, 2009).

Cancer de la vessie
Une étude cas-témoin menée en Belgique relative à la survenue de cancers de la vessie rapporte un odds ratio de 5,7 (IC 95 % : 3,3 – 9,9) en comparant le tertile le plus élevé de concentration sanguine de cadmium avec le plus bas ajusté au sexe, âge, habitudes tabagiques, nombre de cigarettes par jour, nombre d’années de consommation de tabac, exposition professionnelle aux hydrocarbures aromatiques polycycliques ou aux amines aromatiques (Kellen et al., 2007).

Cancer du sein
Une autre étude cas-témoin menée aux Etats-Unis, sur une population de 246 femmes âgées de 20 à 69 ans, présentant des niveaux de cadmium urinaire ajustés à la créatinine dans le quartile le plus élevé (≥ 0,58 µg.g^-1), a montré que ces dernières présentaient un risque de développer un cancer du sein deux fois supérieur (Odds Ratio = 2,29, IC 95 % : 1,3-4,2) à celles présentant des niveaux de cadmium urinaires dans le quartile le plus bas (< 0,26 µg.g^-1) après ajustement avec les facteurs de risque (McElroy et al., 2006). Il y a une augmentation statistiquement significative en lien avec l’augmentation des niveaux de cadmium : la différence de risque absolu est 45, IC 95 % : 0-77.

Cancer de l’endomètre
Une étude prospective sur une large population de femmes suédoises ménopausées (n = 32 210) a mis en évidence une association entre exposition au cadmium via l’alimentation et incidence sur le développement de cancer de l’endomètre (Akesson et al., 2008).
Le risque relatif entre le tertile le plus élevé et le plus bas en exposition au cadmium est associé avec un risque de cancer de l’endomètre de 1,39 (IC 95 % : 1,04 – 1,85, P = 0,02). Une analyse permettant de réduire l’influence de l’exposition aux oestrogènes endogènes permet de calculer un risque relatif de 1,86 (IC 95 % : 1,13 – 3,08, P = 0,009) (Terry et al., 2002). L’augmentation du risque est de 2,9 (IC 95 % : 1,05 – 7,79) pour des expositions long terme au cadmium sur la période de 1987 à 1997 chez des femmes non fumeuses avec un faible taux d’oestrogènes.

Mortalité par cancer
L’association entre mortalité par cancer et cadmium d’origine alimentaire a été évaluée sur plusieurs cohortes japonaises (OMS FAO, 2011). La mortalité par cancer est augmentée d’un facteur 2,5 chez les femmes présentant une altération tubulaire acquise pour des niveaux médians d’exposition correspondant à une concentration urinaire de 12,1 µg.g^-1 de créatinine (Nishijo et al., 2006). Dans une autre étude, une augmentation d’un facteur 2,58 du taux de mortalité par cancer est rapportée chez les sujets présentant une altération tubulaire (Arisawa et al., 2007a).

Les études par inhalation pratiquées chez le rat confirment les données rapportées chez l’homme. Elles indiquent une relation entre l’exposition à certains dérivés du cadmium et la survenue de cancers pulmonaires (Glaser et al., 1990) ; (Oldiges et al., 1989) ; (Takenaka et al., 1983).
Chez le rat, l’inhalation de chlorure de cadmium, d’un mélange de sulfure et de sulfates de cadmium, de fumée ou de poussières d’oxyde de cadmium induit une augmentation des tumeurs pulmonaires malignes pour de faibles niveaux d’exposition et de courtes durées d’exposition (IARC, 1993).
Des rats mâles ont été exposés au chlorure de cadmium en aérosol aux concentrations de 0 - 13,4 - 25,7, - 50,8 µg.m^-3 (diamètre aérodynamique moyen de 0,55 µm) pendant 23 heures par jour, 7 jours par semaine, pendant 18 mois (Takenaka et al., 1983).Les animaux ont été observés 13 mois après l’arrêt de l’exposition. La relation entre l’exposition au cadmium et la survenue d’adénocarcinomes (0 chez les témoins, 6/39 à 13,4 µg.m^-3, 20/38 à 25,7 µg.m^-3 et 25/35 à 50 µg.m^-3), de carcinomes épidermoïdes et mucoépidermoïdes est nettement établie dès la plus faible concentration étudiée. La présence de métastases est rapportée.
Une autre étude, pratiquée avec le même protocole expérimental, a été réalisée sur des lots de rats mâles et femelles exposés à 30 ou 90 µg Cd.m^-3 de chlorure de cadmium ou à 90 µg Cd.m^-3 de sulfate de cadmium ou à 90 µg Cd.m^-3 de sulfure de cadmium ou à 30 ou 90 µg Cd.m^-3 de poussières d’oxyde de cadmium ou à 30 ou 90 µg Cd.m^-3 de fumées d’oxyde de cadmium (Glaser et al., 1990). Pour l’ensemble des composés étudiés, le diamètre aérodynamique moyen était compris entre 0,2 et 0,5 µm. Là encore, une augmentation de la survenue d’adénomes bronchio-alvéolaires, d’adénocarcinomes et de cancers épidermoïdes a été montrée. Il semblerait que le lot exposé aux fumées d’oxyde de cadmium présente des effets moindres que lors de l’exposition aux poussières et autres dérivés du cadmium (IARC, 1993).
Il existe cependant des différences de réponse en fonction de l’espèce étudiée : aucune relation entre exposition au cadmium par inhalation et cancer pulmonaire n’est retrouvée chez le hamster (Aufderheide et al., 1989) ; (Heinrich et al., 1989 ; Heinrich, 1992) et la relation chez la souris n’est pas clairement établie (Heinrich et al., 1989 ; Heinrich, 1992).
Chez le rat, l’administration intra-trachéale de sulfure de cadmium et de chlorure de cadmium induit une augmentation des tumeurs pulmonaires malignes mais cet effet n’est pas retrouvé avec l’oxyde de cadmium (Pott et al., 1987).
Chez le rat, il a été montré que des expositions à 700 µg.m^-3 de chlorure de cadmium, 5 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 1 mois ne sont pas initiatrices de tumeur pulmonaire même en présence d’injection intramusculaire de 5,6-bêtanaphtoflavone (Maximilien et al., 1992).

Plusieurs études ont cherché à identifier les effets du cadmium sur la cancérogenèse lors d’exposition par ingestion. La majorité d’entre elles se sont révélées inadéquates du fait de protocoles expérimentaux non adaptés (IARC, 1993).
Chez le rat, l’exposition au chlorure de cadmium dans la nourriture aux doses de 1 – 3 - 10 - 50 mg.kg^-1 de nourriture pendant 104 semaines n’induit pas d’augmentation de l’incidence de tumeurs chez les lots exposés par rapport aux lots témoins (Löser, 1980a).
Du chlorure de cadmium à des doses de 0 – 25 - 100 - 200 mg.kg^-1 dans la nourriture a été administré pendant 77 semaines chez le rat, soumis à un régime contrôlé en zinc (Waalkes et Rehm, 1992). Cette exposition induit une augmentation de l’incidence des leucémies, des tumeurs des cellules interstitielles des testicules et des lésions prolifératives de la prostate aux doses les plus élevées. L’exposition concomitante au cadmium et au zinc diminue les effets cancérigènes du cadmium quelles que soient les voies d’administration retenues pour chacun des deux composés.

Une augmentation de la fréquence des aberrations chromosomiques dans les lymphocytes sanguins périphériques a été mise en évidence chez des travailleurs au cours de trois études sur cinq (IARC, 1993) ; (Bauchinger et al., 1976) ; (Deknudt et Leonard, 1975) ; (Dziekanowska, 1981) ; (Forni et al., 1990). Toutefois, ces travailleurs de l’industrie du métal sont également exposés à d’autres métaux. Aucun effet n’est retrouvé chez des travailleurs suédois dans une cohorte restreinte ou dans deux études portant sur des travailleurs de production à base de pigment de cadmium, aucune augmentation de la fréquence des aberrations chromosomiques n’est observée (Bui et al., 1975) ; (O'Riordan et al., 1978) ; (Fleig et al., 1983) ; (IARC, 1993). Aucune augmentation de la fréquence des échanges des chromatides sœurs n’est identifiée sur une seule étude de travailleurs exposés au cadmium (Dziekanowska, 1981).
Une augmentation de la fréquence et de la sévérité des aberrations chromosomiques a été observée chez des patients atteints de la maladie d’itaï-itaï (Shiraishi Y., 1975).
Chez des sujets exposés au cadmium via l’environnement, il n’a pas été observé d’altération lors du test d’échange de chromatides sœurs sur lymphocytes sanguins périphériques (Nogawa et al., 1986). En revanche, une augmentation du nombre d’aberrations chromosomiques est rapportée dans une autre étude (Tang et al., 1990).

Des aberrations chromosomiques et des aneuploïdies sont observées chez les animaux exposés au chlorure de cadmium in vivo. Des mutations dominantes létales ne sont généralement pas observées chez les souris (IARC, 1993) ; (Mukherjee et al., 1988a ; Mukherjee et al., 1988b) ; (Nayak et al., 1989) ; (Bruce et Heddle, 1979) ; (Watanabe et al., 1977, 1979 ; Watanabe et al., 1982) ; (Kozachenko et al., 1987) ; (Volkova N.A. et Karplyuk I.A., 1990) ; (Adler et al., 1991) ; (Han et al., 1992) ; (Deknudt et Gerber, 1979) ; (Chopikashviti et al., 1989) ; (Gilliavod N. et Leonard A., 1975) ; (Epstein S.S. et al., 1972) ; (Suter, 1975) ; (Ramaiya et Pomerantseva, 1977) ; (Pomerantseva et al., 1980) ; (Bleyl et Lewerenz, 1980) ; (Sutou et al., 1980) ; (Shimada et al., 1976) ; (Mailhes et al., 1988) ; (Miller et Adler, 1992).
Un test du micronoyau a été mené chez le rat exposé à 15 mg.kg^-1 du chlorure de cadmium en solution dans l’eau distillée par gavage pendant 1 ou 60 jours (Celik et al., 2009). Une augmentation statistiquement significative des micronoyaux est observée dans les érythrocytes du sang périphérique pour des expositions de 60 jours. Une augmentation similaire est également observée dans les cellules de la moelle osseuse pour une exposition unique associée à une cytotoxicité.

Les rares études ayant cherché à identifier un effet du cadmium sur la fonction de reproduction chez l’homme n’ont pas montré de diminution de la fertilité (Gennart et al., 1992), ni d’effet sur la fonction endocrine (testostérone, hormone lutéinisante (LH), hormone de stimulation des follicules (FSH) (Mason, 1990). Ces études confirment les conclusions du (Conseil Superieur d'Hygiène Publique de France, 1996) basées sur des études plus anciennes et qui considéraient que « prises dans leur ensemble, les données laissent penser que le retentissement de l’exposition modérée à long terme au cadmium sur la fertilité de l’homme est faible ». Toutefois, les récentes études semblent mettre en évidence une action du cadmium sur les cellules testiculaires mais des données complémentaires sont nécessaires pour conclure (Siu et al., 2009).

Une étude menée chez le rat exposé à des concentrations de 0 – 0,025 – 0,05 – 0,1 – 0,25 – 1 mg CdO.m^-3 sous forme d’aérosol 6 h/j 5 j par semaine pendant 13 semaines a montré une diminution du nombre de spermatozoïdes dans les testicules chez les mâles et un allongement du cycle oestral chez les femelles à la concentration la plus élevée (NTP, 1995).

Chez les rats et les souris mâles, une exposition aiguë aux dérivés du cadmium à des doses supérieures à 50 mg.kg^-1 peut induire une atrophie et une nécrose testiculaire conduisant à une diminution de la fertilité (Bomhard et al., 1987) ; (Borzelleca et al., 1989) ; (Cha, 1987) ; (Saygi et al., 1991).
A des doses plus faibles et pour des expositions sub-chroniques certaines études n’ont pas identifié d’effet chez les mâles (Bomhard et al., 1987) ; (Dixon et al., 1976) ; (Groten et al., 1990) ; (Kotsonis et Klaassen, 1978) ; (Loeser et Lorke, 1977a),b ; (Zenick et al., 1982), alors que d’autres rapportent des effets sur la reproduction. Des rats mâles exposés à 8,58 mg.kg^-1.j^-1 via l’eau de boisson pendant 10 semaines ont développé une nécrose et une atrophie de l’épithélium des canalicules séminifères (Cha, 1987). Une augmentation du poids des testicules est observée pour des expositions à 5,8 mg.kg^-1.j^-1 ou 11,6 mg.kg^-1.j^-1 via l’eau de boisson pendant 14 semaines (Pleasants et al., 1993) ; (Pleasants et al., 1992). Une diminution du poids relatif des testicules, du nombre et de la mobilité des spermatozoïdes, du diamètre des tubules séminifères et des altérations de ces tubules sont observées chez des rats exposés à 12,9 mg.kg^-1.j^-1 via l’eau de boisson pendant 120 jours (Saxena et al., 1986).
Chez les femelles, des effets sur la durée du cycle oestral sont rapportés lors d’exposition aux dérivés du cadmium, par gavage à raison de 5 jours par semaine pendant 14 semaines, pour des doses de 40 mg.kg^-1.j^-1 (Baranski et Sitarek, 1987). La fertilité est affectée dès la dose de 10 mg.kg^-1.j^-1. Une diminution statistiquement significative du nombre de copulation et du nombre de femelles gestantes, du nombre d’implants et du nombre de fétus vivants est observée chez des femelles exposées à la dose de 10 mg.kg^-1.j^-1 par gavage pendant 9 semaines, 6 semaines avant la gestation et 3 semaines de gestation (Sutou et al., 1980). Par ailleurs, une induction des gènes oestrogéno-sensibles de l’utérus chez la rate est observée pour des expositions à de fortes doses de cadmium par voie orale (Hofer et al., 2009).

Les études chez l’homme révèlent une association faible entre l’exposition au cadmium et la survenue d’une atteinte néonatale telle que la diminution du poids de naissance (Galicia-Garcia et al., 1997) ; (Nishijo et al., 2002) ; (Salpietro et al., 2002) ou la diminution de la durée de la gestation (Nishijo et al., 2002).

Le cadmium passe la barrière placentaire (OMS IPCS, 1992).
De nombreuses études ont montré que les sels de cadmium s’accumulent dans le placenta au cours de la gestation sans transfert ou accumulation significatifs vers le fœtus (Webb et Samarawickrama, 1981) ; (Christley et Webster, 1983) ; (Pietrzak-Flis et al., 1978) ; (Bhattacharyya et al., 1982) ; (Sorell et Graziano, 1990) ; (Bhattacharyya, 1983) ; (Whelton et al., 1993) ; (Saltzman et al., 1989) ; (Goyer, 1991) ; (Goyer et Cherian, 1992). Les concentrations sanguines chez les foetus de rats ou souris correspondent à 1 % de celles mesurées dans le placenta. Il est probable que le cadmium soit piégé au niveau du placenta par liaison aux métallothionéines (CE, 2007).
Les expositions au cadmium par voie orale ou par inhalation, ont montré que le cadmium est un toxique du développement qui induit des effets tels qu’une diminution du poids des fœtus, pour les expositions aux concentrations les plus élevées (Ali et al., 1986) ; (Baranski et Sitarek, 1987) ; (Gupta et al., 1993) ; (Kelman et al., 1978) ; (Kostial et al., 1993) ; (Petering et al., 1979) ; (Pond et Walker, 1975) ; (Sorell et Graziano, 1990) ; (Sutou et al., 1980) ; (Webster, 1978) ; (Whelton et al., 1988), des malformations du squelette (Baranski, 1984) ; (Machemer et Lorke, 1981) ; (Schroeder et Mitchener, 1971), des effets neuro-développementaux ou des effets tératogènes. Ces derniers sont retrouvés à des niveaux d’exposition correspondant à une toxicité maternelle sévère.

Une étude a été pratiquée chez les rats Sprague-Dawley et les souris Swiss (CD-1). Les animaux ont été exposés à de l’oxyde de cadmium aux concentrations de 0 – 44 - 438 - 1750 µg Cd.m^-3 6 heures par jour, 7 jours par semaine et du 4^ème au 19^ème jour de la gestation pour les rats et du 4^ème au 17^ème jour pour les souris (NTP, 1995). De nombreux paramètres ont été évalués concernant les mères (toxicité et fertilité) et les fœtus (développement et neuro-développement).
Une toxicité maternelle est observée chez les rats exposés à la concentration la plus élevée dès 16 jours et correspond à une diminution de la prise de poids, des dyspnées et une hypoactivité. Il n’a pas été identifié de létalité chez l’embryon quelle que soit la concentration. En revanche, chez les rats exposés à la concentration la plus élevée, une diminution du poids des foetus et une augmentation statistiquement significative des réductions d’ossification sont rapportés.
Chez les souris, une toxicité maternelle est également observée à la concentration la plus élevée : dyspnée, hypoactivité, diminution du poids corporel. Il a été noté une diminution du nombre de gestations, la mort des mères au cours de la gestation, ainsi qu’une diminution du poids de naissance des fœtus pour une exposition par inhalation aux concentrations supérieures ou égales à 438 µg Cd.m^-3. Une augmentation du nombre de résorptions par portée et une diminution de l’ossification du sternum sont observées à la concentration de 1 750 µg Cd.m^-3.
L’impact sur le développement neurologique a été évalué chez les fœtus de mères exposées pendant l’accouplement et la gestation à un aérosol de chlorure de cadmium aux concentrations de 20 ou 160 µg de Cd.m^-3 5 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 5 semaines (Baranski, 1984b). Des effets sur le comportement ont été observés chez les jeunes rats nés de mères exposées à des concentrations supérieures ou égales à 0,02 mg.m^-3.

Des rates ont été exposées à 0 ou 10 mg.L^-1 de chlorure de cadmium introduit dans l’eau de boisson du premier au 21^ème jour de la gestation (Benitez et al., 2009). Une diminution statistiquement significative du poids des foetus (20 % exposés versus témoins), ainsi qu’une diminution du poids des jeunes et du nombre de jeunes par portée est mesurée. Une augmentation statistiquement significative des concentrations en cadmium dans le sang des jeunes, le sang des fœtus, dans le placenta et dans le cerveau des foetus est identifiée. Une augmentation statistiquement significative de la concentration des métallothionéines dans le plasma est observée, ce résultat n’est pas retrouvé au niveau du cerveau des fœtus. Enfin, une corrélation entre concentration en cadmium dans le placenta et niveau de métallothionéine est clairement établie.

Il a été noté un retard à l’apprentissage chez les jeunes rats nés de mères qui ont été exposées à du chlorure de cadmium, introduit dans de l’eau de boisson à des doses de 0,36 mg.kg^-1.j^-1, pendant la gestation (Popieluch et al., 1995). Des effets neurotoxicologiques ont été mesurés pour des expositions de 0,4 mg.kg^-1.j^-1 et parfois pour la dose de 0,04 mg.kg^-1.j^-1. Ces effets neuro-comportementaux ne sont pas retrouvés chez des rats âgés de 12 semaines et qui ont été exposés in utéro et/ou pendant la lactation à des doses supérieures à 3,5 mg.kg^-1.j^-1. De cette étude un NOAEL de 3,5 mg.kg^-1 est défini pour les effets nerveux périphériques (Desi et al., 1998) ; (Nagymajtenyi et al., 1997).