L'exposition chronique aux vapeurs de chloroforme induit des effets sur le foie et le système nerveux central.

Des travailleurs exposés à des concentrations de 75 à 210 ppm (375 à 1 330 mg.m^-3) durant 3 à 10 ans avec des pics de concentration allant jusqu'à 1 160 ppm (7 754 mg.m^-3), ont présenté les symptômes suivants : lassitude, soif, douleurs gastro-intestinales, mictions fréquentes et douloureuses, manque de concentration, dépression et irritabilité (Challen et al., 1958). Aucun signe d'hépatotoxicité n'a été noté mais les tests utilisés étaient peu sensibles.

D'autres études ont montré des effets sur le foie, se traduisant par une hépatite ou un ictère, ainsi chez des travailleurs exposés à des concentrations de 2 à 200 ppm durant 1 à 4 ans une hépatomégalie a été observée chez 25 % des travailleurs exposés (Bomski et al., 1967). Une hépatite toxique et une stéatose sont retrouvées chez respectivement 5,6 % et 20,6 % des individus présentant une hépatomégalie.

Une autre étude portant sur 13 individus a montré la survenue d’ictères corrélée aux expositions à des concentrations supérieures à 400 ppm (1 984 mg.m^-3) durant moins de 6 mois (Phoon et al., 1983). Dans cette même étude, dans un autre groupe de 18 travailleurs des cas d'ictères ont été associés à des expositions de 14 à ppm (69 – 159 mg.m^-3) pendant moins de 4 mois.

Une étude épidémiologique chez 61 travailleurs chinois exposés pendant 1 à 15 ans (en moyenne 7,8 ans) a pu mettre en évidence une relation dose-effet. Les concentrations étaient de 0,87 à 28,9 ppm (soit 4,3 à 143 mg.m^-3). Les individus ont présenté des vertiges, de la fatigue, une somnolence, des insomnies, une hypomnésie, une anorexie et des palpitations. Les dépressions, les états anxieux et les fatigues chroniques sont également augmentés. Toutefois, les employés semblent avoir été exposés conjointement à d’autres substances (Li et al., 1993).

Peu de données sont disponibles concernant les effets systémiques chez l'homme liés à une ingestion chronique de chloroforme. En se basant sur la toxicité aiguë de ce composé, il est vraisemblable que des effets gastro-intestinaux, hépatiques et rénaux se produisent. Aucune toxicité hépatique et rénale n'a été relevée chez des personnes ayant utilisé un dentifrice leur faisant ingérer une dose évaluée à 0,96 mg.kg.j^-1 de chloroforme durant moins de 5 ans (De Salva et al., 1975).

Quelle que soit la voie d'administration (par inhalation ou ingestion), les organes cibles majeurs du chloroforme sont le foie et les reins, ainsi que le système nerveux central.

Par inhalation, des lésions hépatiques (vacuolisation, nécrose cellulaire) et rénales ont été observées chez la souris et le rat, pour des expositions de durée courte ou subchronique.

L'importance des lésions hépatiques observées après inhalation n'est pas seulement influencée par la dose, mais également par le profil d'exposition. Pour une exposition totale similaire sur 4 semaines, des rats exposés en continu à 50 ppm (248 mg.m^-3) de chloroforme ont présenté des lésions hépatiques plus importantes que les animaux exposés de façon répétée (6 h par jour, 5 jours par semaine) à 285 ppm, soit 1414 mg.m^-3 (Plummer et al., 1990).

Exposition 13 semaines

Des souris et des rats ont été exposés à des concentrations de 12 à 400 ppm (60 à 1 984 mg.m^-3) pendant 13 semaines (Kasai et al, 2002). Une augmentation significative des lésions nasales avec une dégénérescence de l’épithélium olfactif a été montrée chez les souris mâles exposées à 25 ppm (124 mg.m^-3), un amincissement de la cloison nasale et une éosinophilie des cellules de l’épithélium olfactif et respiratoire chez les souris femelles exposées à 12 ppm (60 mg.m^-3) ainsi qu’une minéralisation et une atrophie de l’épithélium olfactif chez les rats mâles exposés à 25 ppm (124 mg.m^-3). Une augmentation statistiquement significative de l’incidence des effets hépatiques (augmentation de la taille des hépatocytes, nécrose des hépatocytes et dépôt de céroïdes) au niveau de la région centrolobulaire est observée dès 100 ppm (500 mg.m^-3) pour les rats femelles et souris et 200 ppm (1 000 mg.m^-3) pour les rats et souris mâles. Les effets rénaux sont essentiellement observés chez les souris mâles dès 12 ppm (60 mg.m^-3) et correspondent à une nécrose tubulaire et une dégénérescence. Il a été vérifié que les effets rénaux chez le rat mâle n’étaient pas liés à la production d’α2-µglobuline.

Une étude a évalué l’indice de prolifération des cellules rénales et hépatiques suite à une exposition au chloroforme jusqu’à 30 ppm (150 mg.m^-3) 6 h.j^-1 et 5 j.sem^-1, pendant 13 semaines, chez des souris mâles et femelles (Templin et al., 1998c). Les mâles exposés à 30 et 90 ppm (150 et 450 mg.m^-3) présentent une augmentation dose-dépendante de la régénération des tubules du cortex rénal avec une augmentation jusqu’à 31 fois de l’index de prolifération. Aucune lésion rénale ou prolifération cellulaire n’est retrouvée chez les femelles. Une augmentation de la dégénérescence et de la vacuolisation des hépatocytes des régions moyenne et centrolobulaire, associée à une augmentation de l’indice de prolifération des hépatocytes jusqu’à 7 fois la valeur du lot témoin, est observée chez les femelles exposées à 90 ppm (450 mg.m^-3) pendant 13 semaines.

Exposition 6 mois

Une étude a évalué les effets d’une exposition aux vapeurs de chloroforme à 25 – 50 – 80 ppm (124 – 250 – 400 mg.m^-3) 7 h.j^-1 5 j.sem^-1 pendant 6 mois chez des lapins, des rats et des cobayes (Torkelson et al., 1976). Des chiens ont été exposés selon le même protocole mais uniquement à la concentration de 25 ppm. Enfin, un lot de rats mâles a été exposé 1 – 2 – 4 h.j^-1 à 25 ppm (124 mg.m^-3). Chez les différentes espèces, une pneumonie interstitielle a été observée chez les rats mâles et les lapins mâles exposés à 85 ppm (422 mg.m^-3), et chez les lapins femelles exposées à 25 ppm (124 mg.m^-3). Aucune modification respiratoire n’a été observée chez les cobayes et les chiens exposés respectivement à 85 et 25 ppm de chloroforme. A toutes les doses pour l’exposition 7 h.j^-1, des altérations macroscopiques et histologiques des reins ont été observées chez les rats mâles et femelles, l’examen histologique du foie a montré une dégénérescence centrolobulaire marquée chez les rats des deux sexes. Les effets ne sont pas retrouvés pour les expositions de 1, 2 ou 4 h.j^-1. Ces effets sont observés chez les lapins mais pas chez les cobayes aux doses de 50 et 85 ppm (422 mg.m^-3). Chez les chiens, seuls les effets rénaux sont retrouvés.

Exposition vie entière

Des rats et des souris ont été exposés à 0 – 10 – 30 – 90 ppm ( 0 – 50 – 150 – 450 mg.m^-3) de chloroforme pour les rats et 0 – 5 – 30 – 90 ppm (0 – 25 – 150 – 450 mg.m^-3) pour les souris à raison de 6 h.j^-1, 5 j.sem^-1 pendant 104 semaines (Yamamoto et al., 2002). En dehors des effets cancérogènes qui sont décrits plus loin, au niveau hépatique il a été observé des altérations cellulaires localisées ainsi que des modifications lipidiques avec une incidence statistiquement significative chez les souris mâles et femelles. Au niveau rénal, une augmentation de l’incidence des basophilies cytoplasmiques, des caryocytomégalies et une hyperplasie atypique des tubules proximaux dès 30 ppm (150 mg.m^-3) a été observée chez les souris mâles ainsi qu’une augmentation de l’incidence des caryocytomégalies des tubules proximaux, une dilatation de la lumière tubulaire chez les rats mâles et femelles dès 30 ppm (150 mg.m^-3).

A partir d’un protocole similaire, des rats mâles ont été exposés à 0 – 25 – 50 – 100 ppm (0 – 124 – 250 – 500 mg.m^-3) de vapeurs de chloroforme 6 h.j^-1, 5 j.sem^-1 pendant 104 semaines (Nagano et al., 2006). Chacun des lots exposés a également été exposé via l’eau de boisson de 0 à 1 000 ppm de chloroforme sur la même période de 104 semaines. En dehors des effets tumoraux détaillés dans la partie cancérogénèse, une augmentation significative de l’incidence des basophilies cytoplasmiques et une dilatation de la lumière du tubule proximal ont été observées dans tous les groupes traités par comparaison au groupe témoin. De plus, les incidences ont été nettement augmentées dans le cas de l’exposition combinée (inhalation et eau de boisson) par rapport à l’exposition uniquement par inhalation (pas de dilatation du tubule distal dans le cas d’une exposition uniquement par voie orale).

Exposition 3 à 4 semaines

L'étude de Larson et al. (1994b) des souris femelles ont reçu des doses de 0 – 3 – 10 – 34 – 90 – 238 – 477 mg.kg^-1.j^-1 de chloroforme dissous dans de l’huile de maïs administrées par gavage 5 j/7, pendant 3 semaines. Dans la même étude, les souris ont été exposées en continu via l’eau de boisson aux doses de 0 – 60 – 200 – 400 – 900 -1 800 ppm pendant 3 semaines. Cette étude a montré que le chloroforme dans l'huile, administré 3 semaines par gavage présentait une toxicité plus importante qu’administré ad libitum via l'eau de boisson.

Dans une étude, des souris ont été exposées à du chloroforme par gavage (150, 225 et 300 mg.kg.j^-1) dans un solvant aqueux pendant 30 jours. Les lésions rénales sont évidentes après un jour d’exposition aux trois doses et durant 7 jours, mais sont suivies d’une rémission totale (par régénération tissulaire). Les lésions hépatiques modérées sont observées du 1^er au 14^ème jour, puis diminuent les jours suivants. Il a été montré une régénération tissulaire hépatique et rénale à partir du 7^ème jour mettant en jeu un mécanisme de tolérance adaptative. Les auteurs précisent que la toxicodynamique et la toxicocinétique contribuent largement à la tolérance observée chez l’animal pour des expositions sub-chroniques au chloroforme. Par contre, ni la bioactivation, ni la détoxification ne semblent jouer un rôle dans la mise en place de cette tolérance (Anand et al., 2006).

Par ingestion, les effets du chloroforme varient selon le solvant utilisé. Administré par gavage en mélange dans l'huile, le chloroforme présente une hépatotoxicité plus marquée que sous forme d'émulsion aqueuse (Bull et al., 1986). Dans l'huile, la dose de 60 mg.kg^-1.j^-1 durant 90 jours induit des effets alors qu'en émulsion aqueuse, aucune toxicité hépatique n'a été notée pour des concentrations allant jusqu'à 270 mg.kg.j^-1.

Etudes chroniques

Une étude de cancérogenèse via l’eau de boisson a étudié les effets de l’exposition à 0 – 200 – 400 – 900 – 1 800 mg.L^-1 chez les rat mâles et les souris femelles ce qui correspond à des doses administrées de respectivement de 0 – 19 – 38 – 81 – 160 mg.kg^-1.j^-1 pour les rats et 0 – 34 – 65 – 130 – 263 mg.kg^-1.j^-1 pour les souris (Jorgenson et al., 1982). Concernant les effets non néoplasiques, une augmentation statistiquement significative des graisses dans le foie est observée après 6 mois d’exposition chez les rats exposés à 160 mg.kg^-1.j^-1 et chez les souris à 3 mois aux doses dès38 mg.kg^-1.j^-1 et 81mg.kg^-1.j^-1 à 6 mois d’exposition.

Des chiens ont été exposés au chloroforme via des capsules de dentifrice  à des doses de 0, 15 ou 30 mg.kg^-1.j^-1, 6 j/7durant 7,5 ans (Heywood et al., 1979). Des observations ont été réalisées après 6, 13 semaines, 6, 9, et 12 mois d’exposition. Des effets hépatiques (effets enzymatiques avec une augmentation de l’ASAT, puis de l’ALAT) ont été observés à partir de 15 mg.kg^-1.j^-1, de même que la présence de kystes graisseux (6/7 mâles exposés à 15 et 30 mg.kg^-1.j^-1 et 3/8 et 7/8 chez les femelles exposées respectivement à 15 et 30 mg.kg^-1.j^-1 versus 1/15 chez les mâles et 0/12 chez les femelles des groupes témoins)

L'ingestion de chloroforme peut induire également des effets gastro-intestinaux de type irritation ou érosion des muqueuses et vomissements (Thompson et al., 1974 ; Heywood et al., 1979).

Pour des durées comprises entre 78 et 104 semaines, les NOAEL pour les effets rénaux sont compris, chez le rat et la souris, entre 160 et 477 mg.kg.j^-1 (NCI, 1976 ; Jorgenson et al., 1985). Les effets hépatiques s'observent pour des doses plus faibles. Un NOAEL a été estimé à 100 mg.kg.j^-1 chez le rat pour une durée de 78 semaines (NCI, 1976).

Il n'existe pas d'études concernant les effets cancérogènes du chloroforme par inhalation chez l'homme (ATSDR, 1998).

Par voie orale, les études épidémiologiques suggèrent une association entre la consommation d'eau de boisson chlorée et des cancers, surtout de la vessie et du tube digestif (colon, rectum) chez l'homme. Cette relation ne peut être corrélée directement à l'exposition au chloroforme car d'autres cancérogènes potentiels sont identifiés dans l'eau de boisson. Il s'agit notamment d'halométhanes bromés, d'autres halométhanes chlorés et de composés organo-volatils. Il n'est cependant pas possible d'exclure le chloroforme car ce dernier est l'espèce majoritaire dans l'eau de boisson chlorée (ATSDR, 1998).

Une étude épidémiologique a permis de suivre les données de cancérologie pour une cohorte de 14 553 hommes et 16 227 femmes résidents depuis au moins 25 ans dans l’Etat de Washington. L’incidence des cancers et le taux de mortalité ont été analysés selon deux sous-cohortes : l’une exposée à de l’eau chlorée (concentration en chloroforme moyenne de 107 µg.L^-1) et l’autre non soumise à de l’eau chlorée. Aucune augmentation significative de la prévalence ou du déficit de cancers n’a été observé au niveau du foie, des reins et de la vessie. Seul un excès de risque lié à la mortalité due aux cancers du sein et une significativité limite pour les cancers du foie ont pu être mis en évidence (Wilkins et Comstock, 1981). Une association modérée entre le cancer du sein et le chloroforme a plus récemment été rapportée dans le cadre de l’étude d’une cohorte de femmes espagnoles exposées aux trihalométhanes dans l’eau de boisson (Font Ribera et al., 2017). Une autre étude épidémiologique a été menée chez des femmes de l’Iowa. Les 41 836 femmes âgées de 55 à 69 ans ont été suivies pour déterminer l’incidence des cancers, de 1986 à 1993. L’origine des eaux de boissons est un critère de sélection de la cohorte, ainsi qu’un indicateur de catégorisation au sein de la cohorte : les catégories sont fondées sur les concentrations de chloroforme : 1-2, 3-13 et 14-287 µg.L^-1. Dans une étude prospective réalisée sur une des femmes ménopausées de l’Iowa exposé au chloroforme dans l’eau de boisson, des augmentations de l’incidence des cancers du colon, du poumon, de mélanomes et d’autres cancers ont été rapportées (Doyle et al., 1997).

D’autres études de cas décrivent des expositions au chloroforme (pour la plupart, à partir de l’eau de boisson traitée au chloroforme), ainsi que le lien éventuel avec l’apparition de cancer.

Des études cas-témoins sont également disponibles et permettent parfois de mettre en évidence une augmentation de l’incidence de certains cancers multisites, sans pour autant exclure d’autres causes que l’exposition au chloroforme. Le tableau suivant rapporte les principales différentes études cas témoins disponibles.

Synthèse des études cas-témoins en lien avec l’apparition de cancers et l’exposition au chloroforme (selon IARC, 1999)

Il n’existe pas d’étude concernant les effets cancérogènes du chloroforme après exposition cutanée (ATSDR, 1998).

Des rats et des souris ont été exposés à 0 – 10 – 30 – 90 ppm (0 – 50 – 150 – 450 mg.m^-3) de chloroforme pour les rats et 0 – 5 – 30 – 90 ppm (0 – 25 – 150 – 450 mg.m^-3) pour les souris à raison de 6 h.j^-1, 5 j.sem^-1 pendant 104 semaines (Yamamoto et al., 2002). Les effets non cancérogènes ont été rapportés précédemment. Concernant les effets cancérogènes, une augmentation statistiquement significative de l’incidence combinée des adénomes et carcinomes des cellules rénales et des adénomes et carcinomes hépatocellulaires chez les souris mâles et femelles est rapportée. Chez les rats, aucune augmentation statistiquement significative de l’incidence des tumeurs hépatiques ou rénales n’est retrouvée chez les deux sexes.

Des rats mâles ont été exposés à 0 – 25 – 50 – 100 ppm (0 – 124 – 250 – 500 mg.m^-3) de vapeurs de chloroforme 6 h.j^-1, 5 j.sem^-1 pendant 104 semaines (Nagano et al., 2006). Chacun des lots exposés a également été exposé via l’eau de boisson à 0 – 1 000 ppm de chloroforme sur la même période de 104 semaines. Une augmentation des adénomes et carcinomes des cellules rénales et des hyperplasies atypiques des tubules rénaux ont été induites chez les animaux exposés par les deux voies d’exposition mais pas chez ceux exposés uniquement par une voie. Les tumeurs rénales induites par l’exposition combinée sont plus grandes en taille et leur incidence est augmentée par rapport à celles induites uniquement par une exposition par voie orale que ce soit par gavage ou via l’eau de boisson, ce qui suggère un mécanisme d’additivité des effets.

Le chloroforme administré par gavage dans l'huile de maïs induit des tumeurs bénignes et malignes au niveau du foie et des reins chez les rongeurs. Des adénomes et carcinomes rénaux ont été observés chez des rats après une exposition de 78 semaines à 90 mg.kg^-1.j^-1 (Dunnick et Melnick, 1993 ; NCI, 1976) et chez des souris femelles à la dose de 200 mg.kg^-1.j^-1 (Dunnick et Melnick, 1993). Des néoplasmes hépatocellulaires ont par ailleurs été observés chez les souris mâles dès 138 mg.kg^-1 et femelles dès 238 mg.kg^-1 (Dunnick et Melnick, 1993 ; NCI, 1976). Une augmentation de l'incidence des tumeurs rénales a été observée chez des souris de souche ICI chroniquement exposées à 60 mg.kg^-1.j^-1 mais pas à la dose de 17 mg.kg^-1.j^-1. Aucun effet n'a été noté chez les souris de souche C57BL, CBA et CF-1 (Roe et al., 1979). Il a été démontré une action cancérogène du chloroforme chez des souris exposées par gavage (130 et
260 mg.kg^-1). Par contre, il n’a pas été observé d’effet cancérogène après une exposition par l’eau de boisson (1800 mg.L^-1). Les effets observés sont une augmentation de la prolifération cellulaire hépatique et une diminution de la méthylation du gène c-myc (Coffin et al., 2000).

Aucun cancer n'a été observé chez des rats exposés par gavage à 60 et 165 mg.kg^-1.j^-1 de chloroforme dans une pâte dentifrice durant respectivement 80 et 52 semaines (Palmer et al., 1979), ni chez des chiens exposés à 30 mg.kg^-1.j^-1 de chloroforme dans des capsules de dentifrice durant 7,5 ans (Heywood et al., 1979).

Une augmentation de l'incidence des cancers a été notée chez des animaux exposés au chloroforme via l'eau de boisson : cancer du foie chez des rats femelles exposés chroniquement à 200 mg.kg^-1.j^-1 (Tumasonis et al., 1987), adénocarcinomes rénaux chez des rats exposés à 160 mg.kg^-1.j^-1 mais pas à 81 mg.kg^-1.j^-1 (Jorgenson et al., 1985). En revanche, aucune augmentation de l'incidence des tumeurs n'a été observée chez des souris exposées à 263 mg.kg^-1.j^-1 dans l'eau de boisson durant 2 ans (Jorgenson et al., 1985).

Les études d'initiation/promotion mettent en évidence une action promotrice mais non initiatrice du chloroforme, ce qui laisse penser que ce composé n'est pas mutagène et que son activité cancérogène découle d'un mécanisme cytotoxique non génotoxique. Un certain nombre d'études mettent même en évidence une inhibition par le chloroforme de la croissance des cellules tumorales induites par divers toxiques initiateurs (OMS IPCS, 1994). La cytotoxicité est principalement liée à l’oxydation du chloroforme en métabolites réactifs, tels que le phosgène et l’acide chlorhydrique (OMS, 2005). Il est également précisé (OMS, 2005) que le potentiel cancérogène du chloroforme dépend de la dose atteinte dans les organes cibles, et que les mécanismes de détoxification doivent être saturés avant que les effets cancérogènes n’apparaissent.

Effets génotoxiques

Si les résultats des études in vitro se révèlent généralement négatifs, ceux des études in vivo manquent de cohérence. Ainsi, l’Union Européenne a identifié quatre études menées in vivo, pour l’évaluation des aberrations chromosomiques et des micronoyaux, comme les plus pertinentes mais le manque de données relatives à la cytotoxicité ne permet pas de conclure (Fujie et al., 1990, Hoechst et al., 1988, Shelby et Witt, 1995 ; Whitwell, 2009).

Le mécanisme de cancérogenèse correspondrait à un mécanisme en 4 étapes : la métabolisation du chloroforme en un intermédiaire réactif le phosgène, une cytotoxicité du phosgène suite à la formation de liaisons covalentes avec les molécules porteuses de groupements nucléophiles notamment au niveau hépatique et rénal, une prolifération cellulaire régénérative puis la formation de tumeurs dans le foie et les reins (Anses, 2009).

Ainsi les nombreux résultats expérimentaux montrent que le mécanisme cancérogène du chloroforme chez l’animal (rat et souris) n’est probablement pas génotoxique, et fait intervenir des mécanismes secondaires de cytotoxicité et de prolifération cellulaire (OMS, 2005 ; Constan et al., 2002).

Compte tenu de l’ensemble de ces données, il parait pertinent de retenir l’hypothèse d’un mécanisme de cancérogène non génotoxique ou à seuil.

Les études sur les liens entre exposition au chloroforme et troubles de la reproduction chez l'homme sont difficiles à interpréter. En effet, les études se rapportent à un type d'activité professionnelle ou à une consommation d'eau contenant des trihalométhanes, et non à une dose d'exposition mesurée.

Une augmentation du pourcentage de spermatozoïdes atypiques au niveau de l'épididyme a été observée chez des souris exposées à partir de 400 ppm de chloroforme durant 5 jours (1,88 % versus 1,42 % groupe témoin , p<0,05 ; 2,76 % à 800 ppm, p<0,01) (Land et al., 1981). Néanmoins, la fertilité de ces animaux n’a pas été investiguée.

Une diminution du poids de l’épididyme a été mesurée pour une exposition par gavage pendant 31 semaines chez la souris (Chapin et al., 1997). Une atrophie des gonades a été observée chez des rats mâles et femelles exposés par gavage à 410 mg.kg^-1.j^-1 de chloroforme dans une pâte dentifrice durant 13 semaines. Le NOAEL pour cet effet est de 150 mg.kg^-1.j^-1 (Palmer et al., 1979).

L'exposition de souris à 41 mg.kg^-1.j^-1 n'a pas altéré la fertilité sur deux générations (Gulati et al., 1988). Aucune altération histologique n'a été notée au niveau des organes reproducteurs de rats et souris exposés durant 78 semaines à 200 mg.kg^-1.j^-1 (NCI, 1976) ou de chiens ayant ingéré durant 7,5 ans jusqu'à 30 mg.kg^-1.j^-1 de chloroforme dans des capsules de dentifrice (Heywood et al., 1979).

Plusieurs études par voie orale ont mis en évidence des pertes pré-implantatoires (parfois totales) à de fortes doses de chloroforme (> 200 mg.kg^-1.j^-1) vraisemblablement en lien avec la toxicité maternelle plutôt qu’à un effet direct sur le conceptus (Wiliams et al., 2018).

Le chloroforme passe la barrière placentaire (Dowty, 1976)

Il n'a pas été noté d'association entre l'exposition maternelle au chloroforme au premier trimestre de grossesse et les avortements spontanés dans une étude contrôlée portant sur 206 femmes travaillant en laboratoire (Taskinen et al., 1994).

Plusieurs études bien documentées ont permis de mettre en évidence des associations significatives dose-réponse entre l’exposition au chloroforme dans l’eau de boisson des mères et le poids de naissance des nouveau-nés (Toledano et al., 2005 ; Lewis et al., 2006, Iszatt et al., 2014, Grazuleviciene et al., 2011).

La fréquence des anomalies congénitales de 492 enfants de personnels de laboratoire exposés aux solvants organiques durant le premier trimestre de la grossesse n'était pas plus élevée que le taux attendu. L’exposition au chloroforme a été rapportée par 128 des 782 femmes de l’étude (Axelsson et al., 1984). Une autre étude n'a pas mis en évidence d'association entre la consommation d'eau de boisson chlorée et la survenue d'anomalies congénitales chez 1 039 enfants (Aschengrau et al., 1993).

Des rates exposées à des concentrations de 0 – 30 – 100 – 300 ppm (0 – 150 – 500 – 1 500 mg.m^-3) de chloroforme par inhalation 7 h/j du 6^ème au 15^ème jour de la gestation ont présenté une augmentation significative du nombre de pertes post-implantatoires après exposition à 300 ppm (1 500 mg.m^-3), ainsi qu’une diminution du nombre de fœtus vivants à 300 ppm et1 500 mg.m^-3 (Schwetz et al., 1974). Une diminution statistiquement significative du gain de poids corporel et de la consommation de nourriture des mères est rapportée dès 30 ppm (150 mg.m^-3) en l’absence d’effets hépatiques. L’examen des petits a mis en évidence une diminution du poids des fœtus chez les animaux du groupe exposé à la plus forte dose, ainsi que des anomalies et/ou malformations osseuses (retard d'ossification du crâne, déformation de la cage thoracique) dès 30 ppm ou 150 mg.m^-3, ou encore une augmentation significative de l'incidence des défections des côtes, de raccourcissement ou d’absence de la queue, d’imperforation de l'anus, d’œdème sous cutané à 100 ppm (500 mg.m^-3 (Schwetz et al., 1974).

Dans une autre étude, des souris exposées à 100 ppm (500 mg.m^-3) de chloroforme entre le 1^er et le 7^ème jour de la gestation ont présenté des difficultés au niveau de la gestation, caractérisées par un nombre accru de résorptions fœtales et par un taux de fécondité plus faible (Murray et al., 1979).

Un taux plus important de résorptions fœtales a été observé dès 30 ppm (150 mg.m^-3) chez des rates exposées entre les 6 et 15^èmes jours de gestation, de même qu’un retard de croissance à 30 ppm (Baeder et Hofmann, 1988)

Chez la descendance de souris, exposées à 100 ppm entre le 8^ème et le 15^ème jour de gestation, des malformations osseuses et une augmentation de la fréquence des fentes palatines ont également été observées. En revanche, aucun effet tératogène important ou d'anomalies de l'ossification n'ont été observés chez des rats femelles exposées jusqu'à 4 117  ppm de chloroforme durant 1 h/j entre le 7^ème et le 14^ème jour de gestation (Newell et Dilley, 1978).

Aucun effet tératogène n’a été rapporté par voie orale chez le rat ou le lapin (Ruddick et al., 1983 ; Thompson et al., 1974). Une fœtotoxicité a cependant été observée chez la descendance de rats exposés par gavage à 400 mg.kg^-1.j^-1 durant la gestation (NOAEL : 200 mg.kg^-1.j^-1, Ruddick et al., 1983).

Le chloroforme a induit des résorptions accrues chez le rat à 316 mg.kg^-1.j^-1 et chez le lapin à 100 mg.kg^-1.j^-1 (Thompson et al., 1974). Des avortements ont été observés chez des lapines exposées à 63 mg.kg^-1.j^-1 durant la gestation (Thompson et al., 1974).