Chloroforme - Synonyme de

Numéro CAS : 67-66-3

Programme pour une maternité sans danger (PMSD)

Propriétés physiques pertinentes 1 2 3 4

Mise à jour : 2006-01-25

État physique : Liquide
Tension de vapeur : 159,5 mm de Hg    (21,27 kPa) à 20 °C
Autre(s) valeur(s) : 196,5 mm de Hg (26,2 kPa) à 25 °C; 519,8 mm de Hg (69,3 kPa) à 50 °C
Point d'ébullition : 61,3 °C
Solubilité dans l'eau : Peu soluble 
Autre(s) valeur(s) : 10,6 g/kg à 0 °C; 8,2 g/kg à 20 °C; 7,8 g/kg à 30 °C
Coefficient de partage (eau/huile) : 0,011
Masse moléculaire : 119,38

Voies d'absorption

Mise à jour : 2006-01-25

Voies respiratoires : Absorbé
Voies digestives : Absorbé
Percutanée : Absorbé

Effets sur le développement 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

Mise à jour : 2006-01-25

  • Il traverse le placenta chez l'humain.
  • Les données ne permettent pas de faire une évaluation adéquate de l'effet prénatal.
  • Aucune donnée concernant le développement postnatal n'a été trouvée dans les sources documentaires consultées.

Placenta
Le chloroforme traverse la barrière placentaire chez l'humain. Une étude a montré que la concentration sanguine de chloroforme dans le cordon ombilical était égale ou supérieure à celle de la mère. Chez l'animal, le chloroforme traverse facilement la barrière placentaire, tel que démontré par sa détection dans le placenta et les foetus de souris peu de temps après l'exposition par inhalation.

Développement prénatal

Études chez l'humain
Quelques études effectuées chez des femmes exposées professionnellement au chloroforme (et à d'autres solvants simultanément) ont été publiées. Elles n'ont pas permis de mettre en évidence d'association entre l'exposition au chloroforme et une incidence accrue d'avortements spontanés ou de malformations congénitales (INERIS, 2003; Committee for Compounds Toxic to Reproduction, 2000).

Bove et Zeitz (2002) ont effectué une revue de 14 études publiées concernant les sous-produits de désinfection provenant la chloration de l’eau potable, notamment les trihalométhanes (dont le chloroforme fait partie) et les issues de grossesse. Ils ont conclu que les études présentent une évidence modérée d'une association entre l'exposition aux trihalométhanes et un faible poids à la naissance, la naissance prématurée, l'avortement spontané, la mortalité foetale et les malformations du tube neural. Cependant, l'association entre l’exposition et les effets observés est rendue difficile à cause de biais (différences méthodologiques entre les études, difficulté à évaluer l’exposition, changement de lieu de résidence pendant la grossesse, exposition simultanée à plusieurs contaminants, etc.) et nécessite plus de recherche.

Études chez l'animal

Voie respiratoire :

Une étude a été effectuée par inhalation chez le rat (0, 30, 100 et 300 ppm; 7 h/jour; jours 6 à 15 de la gestation) (Schwetz et al., 1974). Une diminution significative de la consommation de nourriture et du gain de poids corporel a été observée chez les mères exposées à 30 et 100 ppm. Les auteurs mentionnent également une augmentation significative du poids relatif du foie chez les mères du groupe exposé à 100 ppm, 6 jours après la fin de l'exposition. L'exposition à 300 ppm a causé une réduction drastique de la consommation de nourriture et du gain de poids corporel. Le pourcentage de femelles gestantes était de 15 % à la fin de l'exposition. Les chercheurs ont ajouté un second groupe contrôle dans lequel les rates étaient soumises à un régime alimentaire restreint afin d'obtenir une diminution du gain de poids corporel comparable à celle des rates exposées au chloroforme (les rates recevaient 3,7 g de nourriture par jour). Le nombre d'animaux dans ce groupe était cependant faible. À 30 ppm on observe un retard significatif de l'ossification des os du crâne et des côtes flottantes, mais pas à 100 ppm. L'examen des foetus exposés à 100 ppm a révélé une augmentation significative du nombre de rejetons avec une queue absente ou raccourcie, d'anus imperforés, d'oedème sous-cutané, de côtes manquantes et de délai d'ossification des sternèbres. À 300 ppm, les auteurs rapportent une augmentation significative et sévère de l'incidence des résorptions (61 %). Ils ont également noté une diminution du poids et de la longueur des rejetons, de l'oedème sous-cutané et des anomalies squelettiques. Cependant, le nombre restreint de rejetons a empêché le traitement statistique de ces données. Selon les auteurs, les effets observés dans cette étude ne sont pas attribuables à la toxicité maternelle puisqu'on n'a pas observé d'embryo ou de foetotoxicité chez les rejetons de mères soumises à un régime restreint (non exposées au chloroforme).

Une étude, dont seul le résumé est disponible, a été faite par inhalation chez le rat à une dose anesthésiante (20,1 g/m³; jours 7 à 14 de la gestation) (Dilley et al., 1977). Les auteurs rapportent une augmentation de la mortalité et du poids foetal. Ils n'ont pas observé d'effet tératogène. Comme il s'agit d'un résumé, plusieurs données importantes sont absentes (nombre d'animaux, durée de l'exposition, toxicité maternelle, données statistiques, etc.).

L'ATSDR (1997) mentionne une étude effectuée par Newell et Dilley (1978) chez le rat (0, 942, 2 232, 4 117 ppm; 1 h/j; jours 7 à 14 de la gestation). Le nombre de résorptions était augmenté (45 %) et le poids corporel des rejetons était réduit à la plus forte dose seulement. Ils n'ont pas observé d'effet tératogène.

Murray et al. (1979) ont effectué une étude chez la souris à différents stades du développement (0, 100 ppm; 7 h/jour; jours 1 à 7, jours 6 à 15 ou jours 8 à 15 de la gestation). L'étude mentionne une diminution significative du nombre de femelles gestantes à la fin du traitement pour les groupes exposés aux jours 1 à 7 et 6 à 15. On rapporte également une diminution significative du gain de poids corporel chez les mères exposées aux jours 1 à 7 et 8 à 15. Le poids absolu et relatif du foie ainsi que l'activité enzymatique hépatique (SGPT) étaient significativement plus élevés chez les mères exposées aux jours 6 à 15 et 8 à 15. L'exposition au chloroforme n'a pas eu d'effet sur le nombre moyen de sites d'implantation ni sur le nombre de foetus vivants par portée. On a observé une diminution significative de la longueur et du poids des rejetons dans les groupes exposés aux jours 1 à 7 et 8 à 15 ainsi qu'une augmentation significative du nombre de résorptions par portée pour le groupe exposé aux jours 1 à 7. Il y a également eu une augmentation significative de l'incidence de fentes palatines pour le groupe exposé aux jours 8 à 15. Un retard d'ossification significatif a été noté pour tous les groupes exposés. Aucun autre type de malformation majeure n'a été observé. Cette étude comporte un nombre de doses et de portées insuffisant.

Le "Committee for Compounds Toxic to Reproduction" (2000) cite un rapport confidentiel produit par Baeder et al. (1988). Leur étude a été effectuée par inhalation chez le rat (0, 30, 100, 300 ppm; 7 h/j; jours 7 à 16 de la gestation). Ils font mention de toxicité maternelle aux deux plus fortes doses (diminution du poids corporel et de la consommation de nourriture). Une augmentation du nombre de résorptions et une diminution du poids des rejetons sont rapportées pour tous les groupes traités mais aucune donnée statistique n'est présentée.

Lors d'une étude complémentaire, les mêmes chercheurs ont exposé des rats à 0, 3, 10 et 30 ppm, 7 h/jour durant les jours 7 à 16 de la gestation (Baeder et al., 1991cités dans Committee for Compounds Toxic to Reproduction, 2000). La consommation de nourriture était réduite dans le groupe exposé à 30 ppm. Le pourcentage de foetus ayant un poids réduit était significativement augmenté dans les groupes de 10 et 30 ppm.

La Commission MAK (2000) cite une étude non publiée de la compagnie Hoescht (1990). Ils ont exposé des rats à 0, 30, 100 et 300 ml/m³, 6 h/j, jours 7 à 16 de la gestation. Chez les mères, une réduction de la consommation de nourriture et du gain de poids a été observée en fonction de la concentration. Il y a eu une augmentation des pertes postimplantation en fonction de la dose. Dans tous les groupes, la croissance des foetus était retardée résultant en une longueur et un poids réduits. Aucun effet tératogène n'a été observé.

Une seconde étude a été effectuée à des concentrations de 0, 3, 10 et 30 ml/m³, 6 h/j, jours 7 à 16 de la gestation. La consommation de nourriture et le gain de poids étaient réduits chez les mères exposées à 10 ml/m³ et plus. Un retard de croissance et d'ossification ont été notés à la plus forte concentration seulement.

Voie digestive :

Une étude a été effectuée par voie orale chez le rat (gavage; 0, 100, 200, 400 mg/kg/j; jours 6 à 15 de la gestation) (Ruddick et al., 1983). Chez les mères, on a observé, à toutes les doses, une réduction significative du gain de poids, du taux d'hémoglobine et de l'hématocrite ainsi qu'une augmentation du poids du foie. On rapporte également une augmentation significative du poids des reins et des concentrations sériques de cholestérol et de phosphore inorganique à la plus forte dose. Chez les rejetons, on a observé une diminution significative du poids corporel à la plus forte dose seulement. Les auteurs n'ont observé aucun effet tératogène.

Thompson et al. (1974) ont effectué une étude par voie orale chez le rat (gavage; 0, 20, 50, 126 mg/kg/jour; jours 6 à 15 de la gestation) et le lapin (gavage; 0, 20, 35, 50 mg/kg/jour; jours 6 à 18 de la gestation). Chez les rates, on a observé une réduction significative du gain de poids aux doses de 50 et 126 mg/kg/jour. De plus, on a observé une diminution de la consommation de nourriture et des dommages hépatiques significatifs chez les mères exposées à 126 mg/kg/jour. L'étude a montré une réduction significative du poids foetal à la plus forte dose seulement. Les mâles et les femelles étaient affectés de manière similaire. Aucune augmentation de l'incidence des malformations externes, viscérales et squelettiques n'a été observée. Chez le lapin, on a observé une réduction significative du gain de poids et des dommages hépatiques significatifs à la dose de 50 mg/kg/jour chez les mères. L'étude a montré une réduction significative du poids foetal aux doses de 20 et 50 mg/kg/jour, mais pas à 35 mg/kg/jour. Les mâles et les femelles étaient affectés de manière similaire. Un retard significatif de l'ossification du crâne a été observé à 20 et 35, mais pas à 50 mg/kg/jour. Aucune augmentation de l'incidence des malformations externes, viscérales et squelettiques n'a été observée. Le nombre d'animaux dans cette étude était faible.

Une étude de reproduction sur deux générations a été effectuée par le NTP (gavage; 0, 6,6, 16 et 41 mg/kg/j pour les mâles et les femelles pendant 14 semaines de cohabitation, puis pour les femelles pendant la gestation) (Gulati et al., 1988). Aucun effet sur le poids corporel des mères et des rejetons n'a été observé.

Effets sur la reproduction 4 14 15 16

Mise à jour : 2006-01-25

  • Les données ne permettent pas de faire une évaluation adéquate des effets sur la reproduction.

Lors d'une étude de "Reproductive Assessment by Continuous Breeding protocol" (RACB), des souris mâles et femelles ont été exposées au chloroforme par voie orale (gavage dans l'huile de maïs; 0, 8, 20 et 50 mg/kg/j pour une dose effective de 0, 6,6, 16 et 41 mg/kg/j; 7 jours avant et 14 semaines pendant la période de cohabitation) (Gulati et al., 1988). Aucun effet sur la fertilité et la reproduction (indice de fertilité, nombre et taille des portées, poids et nombre de rejetons vivants, proportion de mâles et de femelles) n'a été observé pour la génération parentale (F0). Les rejetons du groupe exposé à la plus forte dose ont ensuite été accouplés entre eux et exposés à la même dose. On a observé une augmentation légère mais significative de l'indice de fertilité. Le poids des rejetons, la proportion de rejetons vivants et le nombre de rejetons mâles par portée n'étaient pas affectés mais le nombre de rejetons femelles vivants par portée et la taille des portées étaient significativement augmentés. L'étude mentionne une augmentation significative du poids des épididymes. Par contre, le compte spermatique ainsi que la motilité et la morphologie des spermatozoïdes n'étaient pas affectés. Chez les femelles de la même génération, on rapporte une augmentation signifiative du poids du foie.

Système reproducteur

Étude chez la femelle
L'ATSDR (1997) cite une étude rapportant une atrophie des gonades chez des rats ayant reçu 410 mg/kg de chloroforme dans du dentifrice par gavage (Palmer et al., 1981). La durée d'exposition et les autres détails de l'étude n'étaient pas précisés.

Études chez le mâle
Land et al. (1981) ont observé une augmentation significative du pourcentage de spermatozoïdes atypiques au niveau de l'épididyme chez un nombre restreint de souris à 400 et 800 ppm (0, 400, 800 ppm; 4 h/j; pendant 5 jours).

Torkelson et al. (1976) ont observé une légère augmentation significative du poids des testicules chez le rat (50 ou 85 ppm; 7 h/j; 5 j/sem.; pendant 6 mois). Cependant, ils considèrent cette observation comme un artéfact car le groupe contrôle a présenté des valeurs anormalement basses. De plus, ils n'ont observé aucun changement histopathologique.

Lors de l'étude de reproduction effectuée selon le protocole RACB et décrite ci-dessus, on a observé une augmentation significative du poids des épididymes (Gulati et al., 1988).

Aucun changement histopathologique n'a été observé dans les testicules de rats exposés à 160 mg/kg/jour de chloroforme dans l'eau de boisson pendant 90 jours (Jorgenson et Rushbrook,1980 cités dans ATSDR, 1997). 

L'ATSDR (1997) cite une étude rapportant une atrophie des gonades chez des rats ayant reçu 410 mg/kg de chloroforme dans du dentifrice par gavage (Palmer et al., 1981). La durée d'exposition et les autres détails de l'étude n'étaient pas précisés. Ils mentionnent également qu'aucune anomalie histopathologique n'a été décélée chez des chiens exposés pendant 7,5 ans à 30 mg/kg/j de chloroforme dans du dentifrice (Heywood et al., 1979).

Effets sur l'allaitement 17 18 19 20 21

Mise à jour : 2006-01-25

  • Il est trouvé dans le lait maternel chez l'humain.

Le chloroforme a été détecté dans le lait chez l'humain (Kroneld et Reunanen, 1990; Lechner et al., 1988; Pellizari et al., 1982).

Une méthode de modélisation mathématique a été utilisée afin d'estimer quantitativement le transfert lacté de plusieurs contaminants dont le chloroforme (Fisher et al., 1997). La quantité ingérée via le lait a été estimée (modèle pharmacocinétique à base physiologique) à 0,043 mg pour un enfant allaité (24 heures) lorsque la mère est exposée par inhalation à une concentration de 10 ppm (exposition intermittente pendant 6,5 heures sur une période de 8 heures). Signalons, à titre indicatif, que la valeur recommandée par l'Environmental Protection Agency des États-Unis (pour protéger des effets néfastes autres que l’effet cancérogène) pour la consommation d'eau potable est de 4 mg/l pour un enfant de 10 kg qui ingèrerait 1 litre par jour d'eau contaminée par le chloroforme, pendant 10 jours (United States Environmental Protection Agency et Office of Water, 2004).

Cancérogénicité 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32

Mise à jour : 2006-01-25

Évaluation du R.S.S.T. : Effet cancérogène soupçonné chez l'humain.
Évaluation du C.I.R.C. : L'agent (le mélange) est peut-être cancérogène pour l'homme (groupe 2B).
Évaluation de l'A.C.G.I.H. : Cancérogène confirmé chez l'animal; la transposition à l'humain est inconnue (groupe A3).
Évaluation du N.T.P. : La substance est raisonnablement anticipée cancérogène (R).

Le CIRC (1999) a évalué les données disponibles concernant le potentiel cancérogène du chloroforme. Plusieurs études épidémiologiques ont été publiées concernant le risque de cancer en relation avec l'exposition aux produits chlorés dans l'eau potable*. Selon le CIRC (1999), bien que ces études semblent indiquer un risque accru pour certains types de cancer (particulièrement la vessie, le colon et le rectum), le chloroforme ne peut être mis directement en cause car plusieurs autres produits sont présents dans l'eau de boisson. De plus, ils notent un manque de concordance entre les résultats obtenus chez l'homme et la femme. Deux études épidémiologiques en milieu de travail ont été menées mais il semble que leur puissance statistique soit faible. Plusieurs études ont été effectuées chez l'animal. Dans son sommaire le CIRC (1999) mentionne que trois études par voie orale et une par inhalation chez la souris ont montré une augmentation de l'incidence de tumeurs des tubules rénaux et, dans un cas, des tumeurs hépatocellulaires. Chez le rat, trois études par voie orale ont montré une augmentation de l'incidence de tumeurs des tubules rénaux.

L'ACGIH (2001), quant à elle, le considère comme un cancérogène confirmé chez l'animal dont la transposition à l'humain est inconnue. Cette évaluation est basée sur les études chez l'animal.

Selon le NTP (2005), il est raisonnablement anticipé cancérogène. Le NTP considère que les évidences de cancer sont limitées chez l'homme et suffisantes chez l'animal. Selon leur évaluation, plusieurs études épidémiologiques ont montré une association entre le cancer du gros intestin, du rectum et/ou de la vessie et l'exposition à l'eau chlorée. Bien que les données puissent suggérer une association entre l'exposition au chloroforme se trouvant dans l'eau chlorée et une augmentation de l'incidence de cancer, elles ne permettent pas d'évaluer le potentiel cancérogène du chloroforme seul.

* Certaines sources d'approvisionnement d'eau potable générée par les procédés de chloration de l'eau peuvent contenir de faibles quantités de chloroforme, qui est un produit de dégradation.

Effets cancérogènes

Études chez l'animal
Quelques études publiées récemment n'ont pas été évaluées par le CIRC et le NTP : 

Yamamoto et al. (2002) ont exposé des souris et des rats par inhalation (souris : 0, 5, 30, 90 ppm; 6 h/j; 5 j/sem.; pendant 104 semaines. Rat : 0, 10, 30, 90 ppm; 6 h/j; 5 j/sem.; pendant 104 semaines). L'incidence de carcinome des cellules rénales était significativement plus élevée chez les souris mâles. Les auteurs rapportent également une tendance significative à l'augmentation de l'incidence des tumeurs hépatiques (adénomes et carcinomes combinés) chez les femelles mais pas les mâles, en fonction de la dose. Les auteurs rapportent une tendance significative à l'augmentation de l'incidence des carcinomes des cellules des tubules rénaux chez les mâles seulement, en fonction de la dose. L'exposition au chloroforme n'a pas produit de tumeurs hépatiques et rénales chez le rat (mâle et femelle).

Une étude dont seul le résumé est disponible a été effectuée par la voie orale chez le rat (0, 803, 1 592 mg/l dans l'eau de boisson; pendant 100 semaines) (De Angelo et al., 2003). L'incidence de néoplasie hépatocellulaire (adénome ou carcinome) était significativement augmentée.

CICADS rapporte quelques études qui ont été effectuées chez des souris transgéniques (qui sont plus sensibles aux cancérogènes mutagéniques). Ces études, de durée assez brève (13 à 26 semaines), ont été effectuées par gavage et donnent des résultats généralement négatifs.

Mécanisme de cancérogénicité

Selon le CIRC (1999), il existe de fortes évidences à l'effet que la cytotoxicité est importante dans l'induction des tumeurs chez les rongeurs. Dans les études effectuées à dose élevée où l'on a observé des tumeurs, ils ont noté une corrélation entre la cytotoxicité, la prolifération cellulaire regénérative et la réponse tumorale dans la population de cellules cibles.

Mutagénicité12 23 29 33 34

Mise à jour : 2006-01-25

  • Aucune évaluation

Un grand nombre d'études visant à mettre en évidence une activité génotoxique du chloroforme a été publié. Nous n'avons pas trouvé d'étude effectuée auprès de travailleurs exposés professionnellement au chloroforme.

Effet sur cellules somatiques

Études chez l'animal
Divers types de tests ont été effectués chez l'animal in vivo par différentes voies d'exposition (aberrations chromosomiques, échange de chromatides soeurs, micronoyaux, bris de brins d'ADN, liaison à l'ADN). Les résultats sont majoritairement négatifs. Le DFG (2000) précise que les résultats positifs sont surtout observés à des concentrations cytotoxiques.

Études in vitro
La majorité des études ont donné des résultats négatifs dans une variété de tests (locus spécifique, aberrations chromosomiques, échange de chromatides soeurs, synthèse non programmée d'ADN, bris de brins d'ADN, liaison à l'ADN).

Selon le CIRC (1999), l'évidence du potentiel mutagène du chloroforme est faible selon les études animales effectuées in vivo ainsi que les études in vitro avec des cellules de mammifères, de champignons et de levures.

L'ATSDR (1997) affirme que le chloroforme semble être un mutagène faible et que son potentiel d'interagir avec l'ADN est faible selon les études disponibles qui sont généralement négatives.

CICADS (2004) rapporte que la plupart des études disponibles n'ont pas mis en évidence de potentiel génotoxique pour le chloroforme. Quelques études non standard semblent indiquer que le composé peut être faiblement génotoxique chez le rat. Ils concluent que le chloroforme ne présente pas de génotoxicité notable, selon les éléments de preuve étudiés.

Références

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  • ▲28.  Report on Carcinogens, 11th edition. Research Triangle Park, NC : U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service, National Toxicology Program. (2005).   http://ntp.niehs.nih.gov/index.cfm?objectid=32BA9724-F1F6-975E-7FCE50709CB4C932
  • ▲29.  International Program on Chemical Safety, Chloroform. Concise International Chemical Assessment . Genève : World Health Organization. (2004). CICAD 58.   http://www.inchem.org/pages/cicads.html
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  • ▲31.  Sehata, S. et al., «Twenty-six week carcinogenicity study of chloroform in CB6F1 rasH2-transgenic mice.» Toxicologic Pathology. Vol. 30, no. 3, p. 328-338. (2002).
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  • ▲33.  Deutsche Forschungsgemeinschaft. Kommission zur Prüfung Gesundheitsschädlicher Arbeitsstoffe, Occupational toxicants : critical data evaluation for MAK values and classification of carcinogens. Weinheim; New York : VCH. (1991-). [MO-020680]   www.wiley-vch.de
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    http://onlinelibrary.wiley.com/book/10.1002/3527600418/topics
  • ▲34.  Health and Safety Executive, Part 1, carbon tetrachloride; Part 2, chloroform . Londres, Grande-Bretagne. : H.M.S.O. (1992). [MO-016329]

Autres sources d'information

  • National Institute for Occupational Safety and Health, NIOSH pocket guide to chemical hazards. 3 ed. Cincinnati, Ohio : NIOSH. (2007). [RM-514001]   https://www.cdc.gov/niosh/docs/2005-149/pdfs/2005-149.pdf
  • Conlon, P.C., Emergency action guides. Washington, D.C. : Association of American Railroads. (1984). [RR-775003]
  • Material safety data sheets / Genium's Handbook of safety, health, and environmental data. Genium Publishing Corp. (1999-).   http://www.genium.com/hazmat/
  • National Institute for Occupational Safety and Health et États-Unis. Occupational Safety and Health Administration, Occupational health guidelines for chemical hazards. Vol. 1. Cincinnati : Centers for Disease Control. (1981-). DHSS-NIOSH 81-123. [RR-015002]   http://www.cdc.gov/niosh/docs/81-123/
  • Sittig, M., Handbook of toxic and hazardous chemicals. 2ème éd. Park Ridge ( N.J.) : Noyes Publications. (1985).

La cote entre [ ] provient de la banque Information SST du Centre de documentation de la CNESST.