État physique : Liquide
Masse moléculaire : 119,38
Densité : 1,484 g/ml à 20 °C
Solubilité dans l'eau : Peu soluble 
   Autre valeur : 10,6 g/kg à 0 °C; 8,2 g/kg à 20 °C; 7,8 g/kg à 30 °C   
Densité de vapeur (air=1) : 4,12   
Point de fusion : -63,5 °C
Point d'ébullition : 61,3 °C
Tension de vapeur : 159,5 mm de Hg   (21,27 kPa) à 20 °C
   Autre valeur : 196,5 mm de Hg (26,2 kPa) à 25 °C; 519,8 mm de Hg (69,3 kPa) à 50 °C   
Concentration à saturation : 210 000 ppm
Coefficient de partage (eau/huile) : 0,011 
pH : Sans objet 
Limite de détection olfactive : 133 ppm
Facteur de conversion (ppm->mg/m³) : 4,8826
Taux d'évaporation (éther=1) : 1,79 

Point d'éclair : Sans objet 
T° d'auto-ignition : Sans objet 
Limite inférieure d'explosibilité : Sans objet 
Limite supérieure d'explosibilité : Sans objet 

Échantillonnage des contaminants de l'air

Se référer à la méthode d'analyse 26-2 de l'IRSST.

Pour obtenir la description de cette méthode, consulter le « Guide d'échantillonnage des contaminants de l'air en milieu de travail » ou le site Web de l'IRSST à l'adresse suivante :

http://www.irsst.qc.ca/-RSST67-66-3.html

Des tubes colorimétriques spécifiques pour le chloroforme peuvent être utilisés pour une évaluation rapide du niveau d'exposition.

Absorption

• Environ 80 % d'une dose de chloroforme inhalé est absorbée chez l'homme (inhalation d'une dose d'environ 5 mg de chloroforme radiomarqué, en une seule inhalation).
• Des doses anesthésiantes sont rapidement absorbées avec une concentration maximale dans le sang artériel observée 2 heures après le début de l'anesthésie.
• On a mesuré une absorption cutanée de 8,2 ou 1,7 % lorsque le chloroforme était administré en solution dans l'eau ou dans l'éthanol, respectivement (application sur l'avant-bras de quatre volontaires pendant huit heures).
• Le véhicule dans lequel le chloroforme est administré par voie orale peut avoir une influence sur l'absorption. Chez la souris, la concentration de chloroforme dans les tissus était plus élevée après l'administration de la substance dans l'eau plutôt que dans l'huile de maïs.
• L'absorption par la voie digestive est importante puisque 50 % d'une dose orale a été excrétée sous forme de dioxyde de carbone chez des volontaires (capsule de gélatine contenant 0,5 g de chloroforme dissout dans 1 g d'huile d'olive).

Distribution

• Le chloroforme est distribué dans tout l'organisme par la circulation sanguine.
• Il se distribue préférentiellement dans les tissus adipeux à cause de sa liposolubilité. On trouve également des concentrations élevées de chloroforme dans le cerveau et le foie; on le trouve à des concentrations moins importantes dans les reins et le sang.
• La concentration de chloroforme dans le sang artériel est directement proportionnelle à la concentration inhalée.
• Une étude chez des patients exposés à des concentrations anesthésiantes (ne dépassant pas 2 %) rapporte des concentrations artérielles sanguines de chloroforme de 7 à 16,2 mg/100 ml. L'équilibre était atteint après environ 2 heures.
• L'inhalation de concentrations anesthésiantes de 2 à 2,5 % donne des concentrations sanguines moyennes d'environ 175 mg/l.
• On a mesuré un coefficient de partition sang/air de 9 chez des volontaires.
• Les coefficients de partage suivants ont été calculés in vitro à partir d'homogénats de tissus humains : graisse/air 280, foie/air 17, reins/air 11, sang/air 7,4.
• Le chloroforme traverse la barrière placentaire.
• Selon l'ATSDR, le chloroforme peut s'accumuler dans les tissus adipeux. Il est cependant facilement libéré et puis excrété.

Métabolisme

• Le métabolisme in vitro du chloroforme est similaire chez l'homme et le rat selon des études.
• Le chloroforme est métabolisé principalement dans le foie. 
• Le métabolisme du chloroforme peut s'effectuer via deux voies métaboliques, la voie oxydative, qui est la voie principale, et la voie réductrice.
  • La voie oxydative génère des métabolites intermédiaires toxiques tel le phosgène. Le dioxyde de carbone est le métabolite principal et final de la voie oxydative. Une faible proportion du dioxyde de carbone peut être incorporée dans divers métabolites tels l'urée, la méthionine et d'autres acides aminés.
  • La voie réductrice peut survenir dans des conditions d'anoxie et génère un radical libre, le dichlorométhylcarbène.
• Chez le rat, le métabolisme est plus actif dans le foie, suivi des voies nasales et des reins.
• Selon un modèle pharmacocinétique à base physiologique, le pic de métabolisme chez l'homme est 78 fois plus bas que chez la souris, pour une exposition à 49 mg/m³.

Excrétion

• Par la voie cutanée, plus de 94 % de la dose appliquée est excrétée par les poumons. De cette dose, 69 % ou 88 % ont été excrétés sous forme de dioxyde de carbone, selon que le chloroforme ait été dissout dans l'éthanol ou l'eau, respectivement.
• Environ 50 % du chloroforme absorbé par la voie orale est excrété sous forme de dioxyde de carbone et environ 40 % sous forme inchangée dans l'air expiré. Moins de 1 % de la dose est excrétée dans l'urine. La proportion de chloroforme éliminée sous forme inchangée semble être inversement proportionnelle à la quantité de tissu adipeux de l'individu.
• Plus la concentration inhalée est faible, plus grande sera la proportion de chloroforme absorbé qui sera métabolisée et plus faible sera la quantité éliminée sous forme inchangée selon une étude effectuée chez le rat et la souris. L'excrétion de la radioactivité a été mesurée pendant 48 heures suivant une exposition par inhalation à des concentrations de chloroforme radiomarqué variant de 10 à 366 ppm pour la souris et de 93 à 1 041 ppm pour le rat. En fonction d'une augmentation de la concentration, on a mesuré, respectivement, chez la souris et le rat, 85 à 79 % et 85 à 48 % de la quantité absorbée éliminée sous forme de dioxyde de carbone, 0,3 à 8 % et 2 à 42 % de chloroforme sous forme inchangée dans l'air expiré, 11 à 8 % et 9 à 6 % sous forme de métabolites urinaires et 0,6 à 1,4 % et 1 à 0,6 % sous forme de métabolites fécaux.
• Il y a des différences importantes entre les espèces : suite à l'administration d'une dose orale de chloroforme, l'élimination sous forme de dioxyde de carbone durant les premières 48 heures est de 80, 66 et 18 % pour la souris, le rat et le singe, respectivement. L'élimination sous forme inchangée dans l'air expiré était de 5, 20 et 79 %, repectivement. L'excrétion dans l'urine et les fèces était d'environ 2 à 3 % chez la souris et le singe et de 8 % chez le rat.

Demi-vie

L'élimination sanguine du chloroforme serait biphasique selon les données obtenues chez des volontaires après l'ingestion d'une dose de 500 mg. La phase initiale aurait une demi-vie de 9 à 21 minutes et la seconde de 86 à 96 heures.

Mécanisme d'action

Selon l'ATSDR, les effets toxiques du chloroforme sont attribuables à la fois au composé lui-même et à un de ses métabolites, le phosgène. À forte concentration, la dépression du système nerveux central est causée par le chloroforme. À plus faible concentration, les effets toxiques sur le foie et le rein résulteraient de l'action du chloroforme et du phosgène. De plus, les effets néphrotoxiques observés chez la souris mâle seraient possiblement reliés à la présence de testostérone. On ne sait pas si cette toxicité reliée au sexe se produit chez l'homme ou chez d'autres espèces animales (on n'a pas observé d'effet néphrotoxique chez le lapin ou le cobaye mâle).

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.

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).

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).

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.

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.

DL₅₀

Rat (mâle) (Orale) : 450 mg/kg
Rat (mâle) (Orale) : 1 200 mg/kg
Rat (femelle) (Orale) : 450 mg/kg
Rat (femelle) (Orale) : 1 117 mg/kg
Souris (mâle) (Orale) : 460 mg/kg
Souris (femelle) (Orale) : 353 mg/kg
Souris (femelle) (Orale) : 1 366 mg/kg

CL₅₀

Rat : 7 348 mg/m³ pour 4 heures
Rat : 11 267 mg/m³ pour 4 heures
Rat : 47 702 mg/m³ pour 4 heures
Souris : 7 348 mg/m³ pour 4 heures
Souris : 7 593 mg/m³ pour 4 heures
Souris : 12 162 mg/m³ pour 4 heures