Page 12 : Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique – les trihalométhanes

10.0 Effets chez les animaux de laboratoire et effets in vitro

10.1 Toxicité aiguë

À des doses très toxiques, le chloroforme provoque une dépression du système nerveux central et des effets cardiaques. Chez le rat, les signes cliniques d'intoxication aiguë sont semblables pour tous les THM et comprennent l'horripilation, la sédation, la flaccidité musculaire, l'ataxie et la prostration. Les DL50 pour le chloroforme, le BDCM, le DBCM et le bromoforme sont respectivement de 908, 916, 1 186 et 1 388 mg/kg p.c. chez le rat mâle et de 1 117, 969, 848 et 1 147 mg/kg p.c. chez le rat femelle. Les survivants présentent divers signes : consommation alimentaire réduite, retard de la croissance, augmentation du poids du foie et des reins, effets hématologiques et biochimiques, et changements histologiques du foie et des reins (Chu et coll., 1980). Keegan et coll. (1998) ont caractérisé la dose sans effet nocif observé (NOAEL) et la dose minimale entraînant un effet nocif observé (LOAEL) pour l'hépatotoxicité aiguë du chloroforme et du BDCM administrés à des rats F344 dans un milieu aqueux. Dans le cas du chloroforme et du BDCM, la NOAEL orale s'est établie à 0,25 mmol/kg p.c. et l'on a calculé une LOAEL de 0,5 mmol/kg p.c. Une évaluation ultérieure a révélé que les dommages hépatiques causés par le BDCM étaient plus persistants que ceux causés par le chloroforme.

En se basant sur les données disponibles sur le chloroforme et les données limitées concernant le DBCM, le BDCM et le bromoforme, les publications indiquent dans l'ensemble que le rat est plus sensible que la souris aux effets aigus des THM. La dégénérescence, les dommages ou la nécrose cellulaires sont les effets critiques associés à une exposition aiguë des animaux par voie orale, sans égard à l'organe cible (GlobalTox, 2002).

10.2 Toxicité subchronique

10.2.1 Trihalométhanes

Ce sont le foie et la thyroïde, plutôt que le foie et les reins, qui ont été les plus affectés par l'administration de chacun des THM au cours d'une étude sur la toxicité subchronique (Chu et coll., 1982a,b). Des groupes de 20 rats SD mâles et femelles ont ingéré de l'eau potable contenant des concentrations de 5, 50, 500 ou 2 500 mg/L de chloroforme, de BDCM, de DBCM ou de bromoforme pendant 90 jours; les doses estimatives s'établissaient à 0,11-0,17, 1,2-1,6, 8,9-14 et 29-55 mg/jour par rat respectivement. Dix animaux de chaque groupe ont été sacrifiés à la fin de l'exposition et les autres l'ont été 90 jours plus tard.

Chez les animaux auxquels on a administré du chloroforme et du BDCM à raison de 2 500 mg/L, le taux de croissance était nul à la fin de la période d'exposition, mais non après la période de récupération de 90 jours. La consommation alimentaire a aussi diminué pendant les périodes d'exposition et de récupération chez les animaux exposés au chloroforme, au DBCM ou au BDCM à raison de 2 500 mg/L, mais elle est revenue à la normale après la période de récupération chez les mâles exposés à 2 500 mg/L de bromoforme. Les numérations lymphocytaires étaient plus faibles à la fin des périodes de récupération chez les sujets des groupes exposés à 500 mg de chloroforme/L, 2 500 mg de DBCM/L ou 2 500 mg de bromoforme/L. On a signalé des changements histologiques légers et réversibles dans les tissus du foie et de la thyroïde des sujets des groupes exposés, chez lesquels le bromoforme s'est révélé le plus toxique pour le foie, suivi, en ordre décroissant, du BDCM, du DBCM et du chloroforme. L'incidence des lésions n'était toutefois pas liée à la dose, mais la fréquence des changements les plus graves a été plus élevée chez les groupes exposés aux doses les plus élevées (signification statistique non indiquée). Comme les effets histologiques étaient légers et réversibles et qu'il n'y avait pas de lien entre les effets hématologiques observés chez les animaux exposés au chloroforme et la dose, on considère que la NOAEL est de 500 mg/L pour tous les THM analysés dans le cadre de la présente étude et que la LOAEL est de 2 500 mg/L.

10.2.2 Chloroforme

Au cours d'une étude de 90 jours portant sur des souris mâles et femelles CD-1 (de 7 à 12 animaux de chacun des deux sexes par groupe) auxquelles on a administré par intubation du chloroforme dans une solution d'eau désionisée et d'Emulphor à raison de 50, 125 ou 250 mg chloroforme/kg p.c. par jour, on a observé une augmentation du poids du foie liée à la dose, ainsi qu'une baisse de l'activité des microsomes hépatiques chez les mâles exposés à la dose élevée et chez toutes les femelles exposées, sans égard à la dose (Munson et coll., 1982). La durée du sommeil provoqué par l'hexobarbital a augmenté aussi chez les femelles exposées aux doses moyenne ou élevée. La glycémie a augmenté chez les sujets des groupes des deux sexes exposés à la dose élevée et l'immunité humorale a diminué chez les mâles exposés à la dose élevée et chez les femelles exposées aux doses moyenne ou élevée. L'immunité cellulaire a diminué chez les femelles exposées à la dose élevée. Les auteurs de l'étude signalent aussi l'apparition de légers changements histopathologiques dans le rein et le foie des animaux des deux sexes, sans toutefois préciser leur prévalence ni leur gravité, ou s'il existe un lien entre la dose et l'effet. Au cours de cette étude, on a estimé à 50 mg/kg. p.c. la LOAEL chez la souris femelle. Chez le mâle, la LOAEL est de 250 mg/kg. p.c. et la NOAEL, de 125 mg/kg p.c. Comme les taux sériques de transaminase glutamique-pyruvique et de transaminase glutamique-oxaloacétique n'ont pas augmenté chez les sujets des groupes exposés à la dose élevée au cours d'une étude d'une durée de 14 jours portant sur des animaux exposés à des doses semblables, effectuée par les mêmes chercheurs, les auteurs en ont conclu qu'une certaine tolérance à l'hépatotoxicité du chloroforme peut faire son apparition à la suite d'une exposition de longue durée.

On a démontré l'importance du milieu d'administration pour la toxicité du chloroforme au cours d'une étude portant sur des groupes de 80 souris mâles et femelles B6C3F1 exposées pendant 90 jours à des doses de 60, 130 ou 270 mg/kg p.c. par jour administrées par gavage dans de l'huile de maïs ou dans une suspension d'Emulphor à 2 %. Le poids du corps et des organes, ainsi que des analyses chimiques du sérum et des analyses histopathologiques ont révélé que le chloroforme a eu des effets hépatotoxiques plus prononcés lorsqu'il a été administré dans de l'huile de maïs que lorsqu'il l'a été dans une suspension aqueuse (Bull et coll., 1986).

On a administré à cinq souris mâles B6C3F1 par groupe de dose des doses de 0, 34, 90, 138 ou 277 mg/kg p.c. de chloroforme, par gavage dans de l'huile de maïs, pendant quatre jours ou trois semaines (cinq jours par semaine). Après quatre jours d'exposition, on a constaté de légers changements dégénératifs des hépatocytes centrolobulaires chez les souris exposées à 34 ou 90 mg/kg p.c. par jour, mais ces effets n'apparaissaient pas à trois semaines. À des doses de 138 et 277 mg/kg p.c. par jour, on a observé une nécrose centrolobulaire à quatre jours, qui s'est aggravée à trois semaines. La prolifération d'hépatocytes a augmenté proportionnellement à la dose à toutes les doses de chloroforme après quatre jours, mais seulement chez les sujets exposés à 277 mg/kg p.c. à trois semaines. On a observé une nécrose des tubules rénaux chez tous les groupes après quatre jours, tandis qu'une exposition pendant trois semaines a produit une néphropathie grave à la dose la plus élevée et une régénération des tubules aux doses plus faibles. L'indice de marquage nucléaire a augmenté dans les tubules proximaux à toutes les doses après quatre jours d'exposition, mais seulement chez les sujets exposés à la dose la plus élevée après trois semaines (Larson et coll., 1994a).

Au cours d'une étude semblable, cinq souris femelles B6C3F1 par groupe de dose ont reçu, par gavage dans de l'huile de maïs, des doses de 0, 3, 10, 34, 238 ou 477 mg/kg p.c. de chloroforme par jour pendant quatre jours ou trois semaines (cinq jours par semaine). Des changements liés à la dose ont été constatés chez les souris qui ont reçu 238 ou 477 mg/kg p.c. par jour, dont une nécrose hépatique centrolobulaire et un indice de marquage sensiblement élevé. La NOAEL était de 10 mg/kg p.c. par jour dans le cas des changements histopathologiques (cytolétalité et hyperplasie régénérative), et de 34 mg/kg p.c. par jour dans celui de la prolifération induite des cellules. Au cours de la même étude, 14 souris femelles B6C3F1 par groupe de dose ont été exposées continuellement à des concentrations de 0, 60, 200, 400, 900 ou 1 800 mg/L de chloroforme dans l'eau potable pendant quatre jours ou trois semaines. L'indice de marquage hépatique n'a pas augmenté après quatre jours ou trois semaines, chez aucun des sujets, et l'on n'a pas observé d'altération microscopique du foie, même si la quantité quotidienne cumulative de chloroforme ingéré par les sujets exposés à une dose élevée a atteint 329 mg/kg p.c. Les auteurs indiquent que les souris auxquelles on a administré le chloroforme dans l'eau potable ad libitum ont reçu la dose étalée sur toute la journée et que les concentrations tissulaires de pointe étaient beaucoup moins élevées que lorsque le composé leur était administré sous forme de bol (Larson et coll., 1994b).

Cinq rats femelles F344 par groupe de dose ont reçu, par gavage dans de l'huile de maïs, des doses de 0, 34, 100, 200 ou 400 mg/kg p.c. par jour de chloroforme pendant quatre jours consécutifs ou à raison de cinq jours par semaine pendant trois semaines (Larson et coll., 1995b). On a constaté dans le foie la présence de changements centrolobulaires dégénératifs bénins et des augmentations liées à la dose de la prolifération des hépatocytes à des doses de 100, 200 et 400 mg/kg p.c. par jour. Aux doses de 200 et 400 mg/kg p.c. par jour, on a observé une dégénérescence et une nécrose des tubules proximaux du cortex rénal. On a constaté une prolifération régénérative accrue de cellules épithéliales des tubules proximaux à des doses de 100 mg/kg p.c. par jour ou plus, ainsi que des lésions de la muqueuse olfactive de la région ethmoïde du nez (formation d'os, hypercellularité périostique et réplication cellulaire accrue) à toutes les doses, y compris la plus faible, soit 34 mg/kg p.c. par jour.

Larson et coll. (1995a) ont aussi administré du chloroforme à 12 rats mâles F344 par groupe de dose, par gavage dans de l'huile de maïs (0, 10, 34, 90 ou 180 mg/kg p.c. par jour) ou dans l'eau potable (0, 60, 200, 400, 900 ou 1 800 mg/L) pendant quatre jours ou trois semaines. La dose de 90 ou 180 mg/kg p.c. par jour administrée par gavage pendant quatre jours a produit une dégénérescence variant de légère à moyenne des tubules proximaux du rein et des changements des hépatocytes centrolobulaires qui ont disparu après trois semaines. On a constaté une prolifération accrue des cellules dans le rein seulement à la dose la plus élevée administrée par gavage après quatre jours. L'indice de marquage était élevé dans le foie des sujets exposés à une dose élevée aux deux points dans le temps. Dans le cas de l'administration dans l'eau potable, les rats consommant de l'eau contenant 1 800 mg/L ont été exposés à une concentration de 106 mg/kg p.c. par jour, mais on n'a observé aucune augmentation de la prolifération des cellules du rein ou du foie à cette dose ni à toute autre dose plus faible.

On a étudié la cardiotoxicité du chloroforme chez des rats Wistar mâles exposés pendant quatre semaines à des doses quotidiennes de 37 mg/kg p.c. (0,31 mmole/kg) par gavage dans l'huile d'olive. Le chloroforme a provoqué des effets arhythmogéniques, dromotropes et chronotropes négatifs, ainsi qu'un allongement de la période de conduction auriculoventriculaire et une dépression de la contractilité myocardique (Muller et coll., 1997).

Au cours d'une étude de l'exposition par inhalation, Templin et coll. (1996b) ont exposé des souris BDF1 à des vapeurs de chloroforme à des concentrations de 0, 149 ou 446 mg/m3 (0, 30 ou 90 ppm) à raison de six heures par jour durant quatre jours ou deux semaines (5 jours par semaine). On a observé des lésions dégénératives et une prolifération cellulaire de sept à 10 fois plus élevée dans les reins des souris mâles exposées à des doses de 149 ou 446 mg/m3. On a également constaté des dommages hépatiques et une augmentation de l'indice de marquage hépatique chez les souris mâles exposées à des doses de 149 et 446 mg/m3 et chez les souris femelles exposées à une dose de 446 mg/m3. Les deux doses ont été mortelles chez les sujets exposés pendant deux semaines (mortalité de 40 % et 80 % aux doses de 149 et 446 mg/m3 respectivement).

Au cours d'une étude de 90 jours sur l'inhalation du chloroforme, on a exposé des souris mâles et femelles B6C3F1 à des concentrations de 0, 1,5, 10, 50, 149 et 446 mg/m3 (0, 0,3, 2, 10, 30 et 90 ppm) pendant six heures par jour, sept jours sur sept. On a constaté des augmentations importantes et soutenues de la prolifération des hépatocytes chez les sujets exposés à 446 mg/m3 à tous les points dans le temps (quatre jours et trois, six et 13 semaines). Chez les souris femelles plus sensibles, la NOAEL s'est établie à cet égard à 50 mg/m3. On a constaté une histopathologie rénale et une hyperplasie régénérative chez les souris mâles exposées à 50, 149 et 446 mg/m3 (Larson et coll., 1996). Au cours d'une autre étude sur l'exposition par inhalation pendant 90 jours, on a exposé des rats F344 à des concentrations de 0, 10, 50, 149, 446 et 1 490 mg/m3 (0, 2, 10, 30, 90 ou 300 ppm) de chloroforme pendant six heures par jour, sept jours sur sept. La concentration de 1 490 mg/m3 s'est révélée extrêmement toxique et les auteurs ont jugé qu'elle ne convenait pas pour des études sur les effets chroniques. Ils ont observé des élévations de la prolifération des cellules de l'épithélium rénal dans les tubules proximaux du cortex à des concentrations de 149 mg/m3 et plus et ont noté des lésions hépatiques et une prolifération accrue à la concentration la plus élevée seulement. On a observé une croissance osseuse accrue dans les cornets ethmoïdaux du nez et une hypercellularité dans la lamina propria à des concentrations de 50 mg/m3 et plus, ainsi que la présence d'une atrophie généralisée des cornets à toutes les concentrations d'exposition après 90 jours (Templin et coll., 1996c).

Jamison et coll. (1996) ont signalé que des structures glandulaires atypiques garnies d'épithélium semblable à l'épithélium intestinal et entourées de tissu conjonctif dense ont fait leur apparition dans le foie de rats F344 exposés à une forte concentration de vapeur de chloroforme (1 490 mg/m3 [300 ppm]) pendant 90 jours. Ces lésions ont semblé émaner d'une population de cellules éloignées des conduits biliaires. Les auteurs ont aussi observé une augmentation reliée à l'exposition de l'immunoréactivité du facteur de croissance transformant alpha (TGF-α) dans les hépatocytes, l'épithélium du canal biliaire, les canalicules biliaires et les cellules ovales, et une augmentation de l'immunoréactivité du facteur de croissance transformant beta (TGF-β) dans les hépatocytes, l'épithélium du canal biliaire et des conduits ressemblant à des cryptes intestinales. Les lésions étaient toujours conjuguées à une importante nécrose des hépatocytes, une prolifération des cellules régénératives et une élévation de l'expression ou de l'absorption du facteur de croissance.

Palmer et coll. (1979) ont exposé 10 rats SPF Sprague-Dawley mâles et 10 femelles à du chloroforme par gavage intragastrique (dans de la pâte dentifrice) tous les jours pendant 13 semaines, à des concentrations de 0, 15, 30, 150 ou 410 mg/kg p.c. par jour. À une dose de 150 mg/kg p.c. par jour, on a constaté un « effet distinct sur le poids relatif du foie et des reins » (dont l'importance n'est pas précisée). À la dose la plus élevée, on a constaté une élévation du poids du foie, un changement des tissus adipeux et une nécrose, une atrophie des gonades chez les deux sexes et une prolifération cellulaire accrue dans la moelle osseuse.

10.2.3 Bromodichlorométhane

Thornton-Manning et coll. (1994) ont administré par gavage en solution aqueuse, pendant cinq jours consécutifs, des doses quotidiennes de BDCM à des rats femelles F344 et à des souris femelles C57BL/6J et constaté que le BDCM était à la fois hépatotoxique et néphrotoxique pour les rats femelles (150-300 mg/kg p.c. par jour), mais hépatotoxique seulement pour les souris femelles (75-150 mg/kg p.c. par jour). Munson et coll. (1982) ont administré du BDCM (50, 125 ou 250 mg/kg p.c. par jour) par gavage en solution aqueuse à des souris mâles et femelles CD-1 pendant 14 jours et signalé des signes de toxicité hépatique et rénale, ainsi que des effets sur le système immunitaire humoral (baisse à la fois des cellules génératrices d'anticorps et des titres en hémagglutinants). Au cours d'une étude ultérieure, French et coll. (1999) n'ont constaté aucun effet du BDCM sur la fonction immunitaire. Vu l'importance de l'élévation des concentrations d'aspartate aminotransférase et d'alanine aminotransférase au cours de cette étude, on a trouvé que le BDCM était plus hépatotoxique que le chloroforme, le DBCM et le bromoforme.

On a administré à des rats 344/N et des souris B6C3F1 du BDCM par gavage dans de l'huile de maïs à raison de cinq jours par semaine pendant 13 semaines. Les rats (10 par sexe par dose) ont reçu 0,19, 38, 75, 150 ou 300 mg/kg p.c. par jour. Les souris mâles (10 par dose) ont reçu 0, 6,25, 12,5, 50 ou 100 mg/kg p.c. par jour et les souris femelles, 0, 25, 50, 100, 200 ou 400 mg/kg p.c. par jour. Parmi les rats mâles et femelles qui ont reçu la dose la plus élevée, 50 % et 20 % respectivement sont morts avant la fin de l'étude. Aucune des souris n'est morte. Le poids corporel a diminué considérablement chez les rats mâles et les rats femelles exposés à 150 ou 300 mg/kg p.c. de BDCM par jour. On a observé une dégénérescence centrolobulaire du foie lorsque la dose a atteint 300 mg/kg p.c. par jour chez les rats mâles et les rats femelles, et 200 et 400 mg/kg p.c. par jour chez les souris femelles. Les chercheurs ont observé une dégénérescence et une nécrose du rein à 300 mg/kg p.c. par jour chez les rats mâles et à 100 mg/kg p.c. par jour chez les souris mâles. Les NOAEL chez les rats étaient de 75 et 150 mg/kg p.c. par jour dans le cas de la réduction du poids corporel et des lésions hépatiques et rénales respectivement. Dans le cas des lésions rénales chez les souris, la NOAEL a été de 50 mg/kg p.c. par jour (NTP, 1987).

10.2.4 Dibromochlorométhane

On a signalé une cardiotoxicité causée par le DBCM chez des rats Wistar mâles après une exposition de courte durée (administration d'une dose quotidienne de 0,4 mmole/kg p.c. pendant quatre semaines). On a observé des effets arhythmogènes, dromotropes et chronotropes négatifs, ainsi qu'un allongement des périodes de conduction auriculoventriculaire. On a aussi signalé des effets inhibiteurs du DBCM sur la dynamique des ions calciques dans des myocytes cardiaques isolés (PISC, 2000).

Des rats F344/N et des souris B6C3F1 (10 par sexe par dose) ont été exposés par gavage dans de l'huile de maïs à des concentrations de 0, 15, 30, 60, 125 ou 250 mg/kg p.c. par jour de DBCM, à raison de cinq jours par semaine pendant 13 semaines. Les rats exposés à 250 mg/kg p.c. ont perdu du poids. On a observé chez les rats mâles une augmentation liée à la dose de la vacuolisation hépatique. Compte tenu de cet effet sur le foie, la NOAEL a été fixée à 30 mg/kg p.c. par jour chez les rats. On a observé une néphrotoxicité et une hépatotoxicité chez les rats mâles et les rats femelles et chez les souris mâles exposés à 250 mg/kg p.c. par jour. Les taux de survie des animaux exposés et des témoins correspondants étaient comparables, sauf chez les rats exposés à de fortes doses. Les signes cliniques qui se sont manifestés chez les animaux exposés et les témoins étaient comparables. Compte tenu des lésions rénales et hépatiques, on a fixé une NOAEL de 125 mg/kg p.c. par jour chez les souris (NTP, 1985).

Au cours d'une étude, on a administré à des rats Sprague-Dawley des doses de 0, 50, 100 ou 200 mg/kg p.c. par jour, par gavage dans de l'huile de maïs, pendant 90 jours. Le gain de poids corporel a diminué considérablement chez les sujets exposés à de fortes doses pour tomber à moins de 50 % et 70 % de celui des témoins chez les mâles et les femelles respectivement. On a observé notamment, comme dommages au foie, une élévation de l'alanine aminotransférase chez les mâles exposés à des doses moyennes et élevées, une lipidose centrolobulaire (vacuolisation) chez les mâles exposés à toutes les doses et chez les femelles exposées à des doses élevées, et une nécrose hépatique centrolobulaire chez les mâles et les femelles exposés à une forte dose. Le DBCM a provoqué une dégénérescence des cellules des tubules proximaux du rein chez tous les rats exposés à une dose élevée, mais à un degré moindre chez les mâles exposés à 100 mg/kg p.c. par jour et chez les femelles exposées à 50 et 100 mg/kg p.c. par jour (Daniel et coll., 1990).

10.2.5 Bromoforme

De jeunes rats adultes (10 par sexe par dose) ont été exposés à des doses de 0, 12, 25, 50, 100 ou 200 mg/kg p.c. par jour de bromoforme, administré par gavage dans de l'huile de maïs, à raison de cinq jours par semaine pendant 13 semaines. Les souris mâles et femelles ont reçu des doses de 0, 25, 50, 100, 200 ou 400 mg/kg p.c. par jour. L'exposition n'a pas eu d'effet sur la croissance, sauf chez les souris mâles exposées à la dose la plus élevée, chez lesquelles elle a légèrement diminué. On a constaté une vacuolisation hépatocellulaire variant de « minime à moyenne » dans quelques cellules chez les souris mâles exposées aux deux doses les plus élevées. On a constaté aussi, chez les rats mâles, une augmentation reliée à la dose de la vacuolisation hépatocellulaire qui est devenue statistiquement significative à une dose de 50 mg/kg p.c. par jour. Dans le cas de la vacuolisation hépatocellulaire, les NOAEL étaient de 25 et 100 mg/kg p.c. par jour chez les rats mâles et les souris mâles respectivement (NTP, 1989).

10.3 Génotoxicité

10.3.1 Trihalométhanes

Les quatre THM ont provoqué des échanges de chromatides soeurs (ECS) dans des lymphocytes humains in vitro (bromoforme > DBCM > BDCM > chloroforme) et dans des cellules de la moelle osseuse de souris in vivo (Morimoto et Koizumi, 1983).

Contrairement aux résultats essentiellement non génotoxiques et non mutagènes produits par le chloroforme, le poids de la preuve indique que les THM bromés sont mutagènes et génotoxiques. Pegram et coll. (1997) ont démontré que la conjugaison GSTT1-1 intervenait dans la voie métabolique mutagène des THM bromés et que les effets mutagènes n'étaient pas aussi courants dans le cas du chloroforme que dans celui des THM bromés. La capacité du conjugué GSTT1-1 d'avoir un effet sur la mutagénicité de divers THM bromés et de produire presque exclusivement des transitions GC→AT indique qu'il est probable que ces THM soient activés par des voies semblables (DeMarini et coll., 1997).

10.3.2 Chloroforme

Le poids actuel de la preuve indique que le chloroforme n'est que légèrement mutagène et qu'il est peu probable qu'il soit génotoxique. Varma et coll. (1988) ont signalé que le chloroforme était mutagène pour Salmonella typhimurium sans activation métabolique, mais qu'au cours du même test, un mélange de chloroforme (85 %) et de bromoforme (15 %) ne l'était pas, qu'il y ait ou non activation métabolique. LeCurieux et coll. (1995) et Roldan-Arjona et Pueyo (1993) ont utilisé plusieurs souches au cours d'un dosage de S. typhimurium pour déterminer que le chloroforme n'était pas mutagène, qu'il y ait ou non activation métabolique. Shelby et Witt (1995) ont signalé que le chloroforme était génotoxique au cours d'un test du micronoyau de souris B6C3F1 et qu'il ne l'était pas à la suite d'un dosage d'aberration chromosomique in vivo. Pegram et coll. (1997) ont signalé que le chloroforme était mutagène pour S. typhimurium TA1535, mais pas autant que les THM bromés. De nombreux dosages de synthèse non programmée d'ADN (SNPA) et tests de réparation, du micronoyau, d'aberration chromosomique et d'ECS ont indiqué que le chloroforme n'était pas génotoxique (GlobalTox, 2002).

10.3.3 Bromodichlorométhane

Même si le BDCM a produit des résultats mixtes au cours de dosages bactériens visant à déterminer la génotoxicité, les tests fondés sur des systèmes fermés afin de contrer le problème posé par la volatilité du composé ont eu tendance à donner des résultats positifs (CIRC, 1991, 1999; Pegram et coll., 1997). LeCurieux et coll. (1995) ont constaté qu'à la suite d'un dosage Ames, le BDCM donnait des résultats négatifs, qu'il y ait ou non activation métabolique. Le BDCM a produit des résultats positifs à la suite de plusieurs dosages indépendants d'aberration chromosomique avec et sans activation métabolique, mais des résultats négatifs à la suite d'un dosage SNPA et du test du micronoyau de souris. Fujie et coll. (1993) ont signalé que le BDCM provoquait des ECS. Pegram et coll. (1997) ont en outre démontré que le conjugué GSTT1-1 intervenait dans une voie métabolique mutagène dans le cas des THM bromés.

10.3.4 Dibromochlorométhane

Le DBCM donne surtout des résultats positifs à la suite d'analyses de génotoxicité au cours desquelles on emploie des systèmes fermés pour contrer le problème posé par la volatilité (CIRC, 1991, 1999; Pegram et coll., 1997). Le DBCM a surtout produit des résultats positifs dans les systèmes de dosage eucaryotes (Loveday et coll., 1990; CIRC, 1991, 1999; McGregor et coll., 1991; Fujie et coll., 1993), même si les résultats sont moins uniformes entre les différents dosages selon que l'on tienne compte ou non d'un système métabolique exogène (OMS, 2005). Le DBCM a donné un résultat positif au test Ames effectué sur la souche TA100 de S. typhimurium sans activation (Simmon et coll., 1977; Ishidate et coll., 1982) mais négatif sur les souches TA98, TA1535 et TA1537, qu'il y ait ou non activation (Borzelleca et Carchman, 1982). Le dosage a donné des résultats positifs pour l'aberration chromosomique dans les cellules d'ovaires d'hamster chinois avec activation (Ishidate et coll., 1982) et pour les ECS dans les lymphocytes humains et les cellules de moelle osseuse de souris in vivo (Morimoto et Koizumi, 1983), et des résultats négatifs au test du micronoyau (Ishidate et coll., 1982) et au dosage SNPA dans le foie de rats (PISC, 2000).

10.3.5 Bromoforme

Des données indiquent que le bromoforme peut être faiblement mutagène (GlobalTox, 2002). Comme les autres THM bromés, le bromoforme donne principalement des résultats positifs au dosage bactérien de mutagénicité effectué dans des systèmes fermés (Zeiger, 1990; CIRC, 1991, 1999). Le bromoforme a donné un résultat positif au test Ames effectué sur la souche TA100 de S. typhimurium sans activation (Simmon et coll., 1977; Ishidate et coll., 1982), positif avec et sans activation sur la souche TA98, et négatif ou équivoque dans le cas des souches TA1535 et TA1937, qu'il y ait ou non activation (NTP, 1989).

Le bromoforme a produit une augmentation des ECS et des aberrations chromosomiques dans les cellules de moelle osseuse de souris et de rats (Morimoto et Koizumi, 1983; Fujie et coll., 1990). Il a produit des résultats négatifs dans la moelle osseuse de souris (Hayashi et coll., 1988), au test SNPA effectué sur le foie de rat (Pereira et coll., 1982; Stocker et coll., 1997) et au test de létalité dominante (Ishidate et coll., 1982). Au cours d'études réalisées par le National Toxicology Program (NTP, 1989), le bromoforme a produit des résultats positifs pour les micronoyaux et les ESC, mais négatifs pour les aberrations chromosomiques dans la moelle osseuse de souris. Potter et coll. (1996) ont constaté que le bromoforme ne provoquait pas de rupture des brins d'ADN dans les reins de rats mâles F344 exposés à sept doses quotidiennes de 1,5 mmole/kg p.c. Comme dans le cas des dosages bactériens, le bromoforme a semblé plus puissant que les autres THM bromés (Morimoto et Koizumi, 1983; Banerji et Fernandes, 1996).

10.4 Toxicité chronique/cancérogénicité

10.4.1 Chloroforme

Des biodosages détaillés ont révélé que le chloroforme était cancérogène dans deux espèces animales. Au cours d'une étude antérieure effectuée par le National Cancer Institute (NCI), on a administré du chloroforme par gavage dans de l'huile de maïs à des groupes de 50 mâles et 50 femelles de rats Osborne-Mendel et de souris B6C3F1. Les rats mâles ont reçu des doses de 0, 90 ou 180 mg/kg p.c. cinq fois par semaine pendant 78 semaines. Les rats femelles ont reçu des doses de 0, 125 ou 250 mg/kg p.c. cinq fois par semaine au cours des 22 premières semaines, et ensuite les mêmes doses que les mâles pendant les semaines suivantes. Pendant les 18 premières semaines, on a administré des doses de 0, 100 ou 200 mg/kg p.c. aux souris mâles et de 0, 200 ou 400 mg/kg p.c. aux souris femelles. Pendant le reste de la période d'exposition, on a administré des doses de 0, 150 et 300 mg/kg p.c. aux souris mâles et de 0, 250 et 500 mg/kg p.c. aux souris femelles (NCI, 1976a).

Chez les rats mâles, on a observé une augmentation reliée à la dose et statistiquement significative de l'incidence des cancers du rein (0/99, 4/50 et 12/50 respectivement chez les témoins et chez les sujets exposés à de faibles doses et à des doses élevées). On n'a pas observé ces tumeurs chez les rats femelles, même si l'on a noté chez elles une augmentation non significative du nombre de tumeurs de la thyroïde (adénocarcinomes et carcinomes).

On a observé des augmentations très significatives de l'incidence des carcinomes hépatocellulaires chez les souris des deux sexes (mâles : 1/18, 18/50, 44/45; femelles : 0/20, 36/45, 39/41 respectivement chez les souris témoins, les souris exposées à de faibles doses et celles exposées à de fortes doses). On a aussi observé une hyperplasie nodulaire chez les mâles exposés à la faible dose. Il faut toutefois signaler que la perte de poids chez les animaux exposés a dépassé 10 %.

À la suite d'un nouvel examen d'échantillons de tissus prélevés au cours du dosage biologique de cancérogenèse effectué par le NCI, Reuber (1979) a aussi signalé une incidence accrue de plusieurs types de tumeurs bénignes et de tumeurs malignes du foie chez les rats femelles et de lymphomes malins chez les souris des deux sexes.

Au cours d'une étude plus récente et de plus grande envergure, on a administré des doses de 0, 200, 400, 900 ou 1 800 mg/L de chloroforme dans de l'eau potable (milieu plus approprié que celui qui a servi dans le biodosage du NCI décrit ci-dessus) pendant 104 semaines à des rats Osborne-Mendel (de 50 à 330 animaux par groupe) et à des souris femelles B6C3F1 (de 50 à 430 animaux par groupe). Les doses moyennes pondérées en fonction du temps et fondées sur le poids corporel de l'animal ont varié de 19 à 160 mg/kg p.c. par jour chez le rat et de 34 à 263 mg/kg p.c. par jour chez la souris (Jorgenson et coll., 1985). Afin d'augmenter la sensibilité nécessaire pour détecter de faibles taux de réaction, les groupes exposés à de faibles doses étaient plus nombreux. Il y avait deux groupes témoins (n = 330 et n = 50), dont un (n = 50) était apparié au groupe exposé à la dose élevée pour ce qui est de l'apport en eau.

Chez le rat, on a observé des diminutions liées à la dose de la consommation d'eau et du gain de poids qui ont persisté dans le cas des deux groupes exposés à la dose la plus élevée. La survie a augmenté en fonction de la dose, probablement en raison de la maigreur relative des animaux exposés à la dose la plus élevée (p. ex., après 104 semaines, il ne restait que 12 % des rats témoins comparativement à 66 % des rats exposés à la dose élevée, ce qui est courant dans de telles études). On a aussi observé une augmentation liée à la dose de l'incidence des tumeurs rénales qui concorde avec les résultats du dosage biologique du NCI décrit ci-dessus. L'incidence d'adénomes et d'adénocarcinomes combinés des cellules des tubules rénaux était légèrement inférieure aux valeurs du NCI, et s'établissait à 1/50, 4/313, 4/148, 3/48 et 7/50 respectivement pour le groupe témoin apparié et les autres groupes selon l'ordre croissant de dose. Même si les autres lésions néoplasiques, y compris les neurofibromes, les leucémies, les lymphomes et les tumeurs du système circulatoire, ont augmenté chez le rat, on n'a pas considéré qu'elles étaient liées à l'exposition parce que la relation dose-réponse n'était pas claire ou statistiquement significative, ou parce que ces tumeurs semblaient attribuables au fait que les animaux exposés au chloroforme avaient survécu plus longtemps.

En ce qui concerne les changements histopathologiques non néoplasiques du rein, les auteurs de l'étude ont noté seulement que l'incidence de néphropathies non tumorales était élevée chez tous les animaux, sans égard au traitement. C'est pourquoi il est impossible d'établir un lien entre les néphropathies tumorales et d'autres types de lésions tissulaires chez un animal en particulier ou dans un groupe. L'incidence de la néphropathie a atteint 91 % dans le groupe témoin, 90 % dans le groupe témoin apparié et 95 %, 95 %, 100 %, et 92 % respectivement dans les autres groupes, par ordre croissant de dose. On a soumis récemment des tissus rénaux prélevés au cours de cette étude (Jorgenson et coll., 1985) à une réévaluation microscopique pour y rechercher des signes de cytotoxicité et de régénération. On a observé des lésions toxiques des cellules épithéliales des tubules proximaux chez tous les mâles exposés à une dose élevée (1 800 mg/L, dose à laquelle on a constaté une augmentation statistiquement significative de l'incidence des tumeurs) à tous les points dans le temps et chez environ la moitié des animaux qui ont reçu la deuxième dose en importance (900 mg/L) pendant 18 ou 24 mois. Aucun des sujets des autres groupes exposés ou des groupes témoins ne présentait ces changements caractéristiques. Même si l'on n'a pu procéder à une évaluation systématique à cause de la dégradation des lames et de fréquents changements autolytiques, les auteurs ont confirmé que ces changements se manifestaient aussi chez les mâles de la même souche au cours du biodosage réalisé en 1976 par le NCI et pendant lequel les sujets ont été gavés à l'huile de maïs (Hard et Wolf, 1999).

Chez la souris, la consommation d'eau potable a diminué considérablement, ce qui a entraîné la mort d'environ 25 % des animaux des groupes exposés aux deux doses les plus élevées et de 6 % de ceux du groupe exposé à la dose immédiatement inférieure au cours de la première semaine. Par la suite, la survie n'a pas varié de façon significative entre les groupes. Contrairement au biodosage du NCI décrit ci-dessus, au cours duquel on a observé des tumeurs hépatiques chez les souris des deux sexes, on n'a pu établir de lien entre l'exposition et l'augmentation de l'incidence de tumeurs de tous types chez les souris femelles. Jorgenson et coll. (1985) ont indiqué que les tumeurs hépatiques observées chez la souris au cours des études du NCI ont pu être attribuables à l'interaction entre le chloroforme et l'huile de maïs utilisée comme milieu.

Différentes études au cours desquelles on a exposé quatre souches de souris (C57Bl, CBA, CF/1 et ICI) à du chloroforme administré dans de la pâte dentifrice (0, 17 ou 60 mg/kg p.c. par jour - souris ICI mâles et femelles), ou dans de la pâte dentifrice ou de l'huile d'arachide (0 ou 60 mg/kg p.c. par jour chez les souris mâles des quatre souches) pendant 80 semaines n'ont révélé aucun lien entre l'exposition et l'incidence de tumeurs de tous types chez les mâles de trois des quatre souches (souris C57Bl, CBA et CF/1). On a toutefois noté une incidence accrue de tumeurs épithéliales du rein à la dose de 60 mg/kg p.c. par jour chez les souris ICI mâles. L'écart était plus marqué lorsqu'on a administré le chloroforme dans de l'huile d'arachide plutôt que dans de la pâte dentifrice (Roe et coll., 1979).

Plusieurs autres études portent sur la cancérogénicité possible du chloroforme. On n'a constaté aucune augmentation de l'incidence de tumeurs chez des souris B6C3F1 mâles (35 animaux par groupe) qui ont consommé du chloroforme dans de l'eau potable (0, 600 ou 1 800 mg/L) pendant des périodes pouvant atteindre 52 semaines (Klaunig et coll., 1986). Ces résultats peuvent toutefois s'expliquer par la brièveté de la période d'observation ou par l'effectif limité des groupes. L'étude a porté aussi sur la capacité du chloroforme à favoriser le développement de tumeurs induites par des initiateurs connus. Des souris de la même souche (35 animaux par groupe) ont consommé de l'eau potable contenant 10 mg/L de diéthylnitrosamine (DENA) pendant quatre semaines, puis 600 ou 1 800 mg/L de chloroforme pendant une période maximale de 52 semaines. Il y avait deux groupes témoins : après le traitement à la DENA, les sujets du groupe témoin positif ont ingéré de l'eau potable contenant du phénobarbital (500 mg/L), tandis que ceux du groupe témoin pour le milieu n'ont consommé que de l'eau potable non traitée. Une exposition au phénobarbital après le traitement à la DENA a favorisé l'apparition de tumeurs au foie, ce qui n'a pas été le cas d'une exposition au chloroforme. Par ailleurs, Deml et Oesterle (1985) ont constaté que l'administration de chloroforme dans de l'huile de maïs à des rats Sprague-Dawley (100, 200 et 400 mg/kg p.c. deux fois par semaine pendant 11 semaines, une semaine après l'administration d'une dose unique de 8 mg de DENA) favorisait l'apparition de foyers de tumeurs prénéoplastiques au foie déclenchés par la DENA.

Au cours d'une étude visant à évaluer l'innocuité du chloroforme dans la pâte dentifrice, on a administré à des chiens beagle (huit par sexe par dose) du chloroforme dans une base de pâte dentifrice contenue dans des gélules en gélatine, six jours par semaine pendant sept ans et demi, à des doses de 0, 15 ou 30 mg/kg p.c. par jour (Heywood et coll., 1979). Après six semaines d'exposition, on a constaté des augmentations importantes des concentrations sériques de glutamate-pyruvate transaminase chez les chiens exposés à la dose élevée. À l'autre extrémité, soit chez les sujets qui ont reçu la dose faible, on a observé des augmentations importantes à 34 semaines et par la suite. On n'a pas observé d'effets semblables chez les sujets du groupe témoin (16 chiens de chaque sexe) ou du groupe témoin non exposé (huit chiens de chaque sexe). Des « kystes graisseux » caractérisés par des agglutinations d'hépatocytes vacuolisés et une fibrose hépatique minime ont fait leur apparition chez des animaux de chaque groupe (y compris les témoins). Ces résultats ont été plus fréquents et d'une ampleur plus importante chez les animaux des deux sexes auxquels on a administré l'une ou l'autre des deux doses de chloroforme que chez les animaux témoins. La LOAEL s'est établie à 15 mg/kg p.c. par jour au cours de cette étude.

10.4.2 Mécanisme de la cancérogénicité du chloroforme

Depuis la rédaction de la recommandation antérieure sur l'eau potable au Canada qui portait sur les THM totaux (fondée sur le chloroforme), on a déployé des efforts importants pour caractériser le mécanisme de la cancérogénicité et comprendre le caractère variable des effets de différentes voies et de différents milieux d'exposition. Le poids actuel de la preuve indique que le chloroforme se situe au seuil de la cancérogénicité pour les rongeurs. Des preuves solides indiquent qu'un mécanisme d'action non génotoxique secondaire à la cytotoxicité et à la prolifération cellulaire intervient dans l'activité cancérogène du chloroforme chez le rat et chez la souris, et que la tumorigénicité du chloroforme dépend de la vitesse d'administration à l'organe cible, ce qui indique que les mécanismes de détoxication doivent être saturés avant que le chloroforme atteigne son plein potentiel cancérogène (GlobalTox, 2002). Le poids des preuves disponibles indique aussi que la capacité du chloroforme de provoquer des mutations génétiques ou de causer d'autres types de dommages directs à l'ADN est faible ou inexistante (PISC, 2000).

Le PISC (2000) a résumé ainsi la tendance de la cancérogénicité provoquée par le chloroforme au cours des biodosages réalisés jusque-là sur des rongeurs : tumeurs du foie provoquées par le chloroforme chez des souris B6C3F1 (mâles et femelles) gavées à l'huile de maïs à des doses variant de 138 à 477 mg/kg p.c. par jour (NCI, 1976a,b). Toutefois, lorsqu'on a administré des doses semblables dans l'eau potable à la même souche, les tumeurs du foie n'ont pas augmenté (Jorgenson et coll., 1985). On observe donc la formation de tumeurs du foie seulement chez les souris qui ont été exposées par gavage dans de l'huile de maïs. Cette observation concorde avec celle qui découle de dosages d'initiation ou de promotion au cours desquels le chloroforme a favorisé l'apparition de tumeurs du foie, surtout lorsqu'il est administré par gavage dans de l'huile de maïs.

Le chloroforme provoque aussi des tumeurs du rein, mais à des taux moindres que ceux des tumeurs du foie chez la souris. Le chloroforme a provoqué des tumeurs du rein chez des rats mâles Osborne-Mendel exposés à des doses de 90 à 200 mg/kg p.c. par jour administrées par gavage dans de l'huile de maïs (NCI, 1976a,b). Les résultats ont toutefois été semblables dans cette souche lorsqu'on a administré le produit chimique dans l'eau potable, ce qui indique que la réponse ne dépend pas entièrement du milieu utilisé (Jorgenson et coll., 1985). Il convient toutefois de signaler qu'aux doses plus élevées utilisées au cours de l'étude, on a constaté une baisse importante du poids corporel. Au cours d'une étude antérieure d'envergure plus limitée, les tumeurs du rein ont augmenté chez les souris ICI, mais non chez les souris CBA, C57BL ou CF1 auxquelles on a administré du chloroforme par gavage dans de la pâte dentifrice (Roe et coll., 1979). Même si on l'a observée à la fois chez des rats et des souris (mâles), la réponse tumorigène dans le rein est donc spécifique de la souche.

Pour étudier le rôle possible des effets prolifératifs réplicatifs dans la cancérogénicité du chloroforme, on a réalisé un vaste éventail d'études au cours desquelles on a analysé des effets prolifératifs réplicatifs sur des souches semblables de rats et de souris exposés, plus brièvement toutefois, à des doses ou des concentrations de chloroforme semblables à celles utilisées au cours des principaux biodosages de la cancérogénicité (Larson et coll., 1993, 1994a,b,c, 1995a,b, 1996; Lipsky et coll., 1993; Pereira, 1994; Templin et coll., 1996a,b,c). La plupart de ces études ont consisté à évaluer les changements histopathologiques et la prolifération cellulaire dans le rein et le foie, déterminés dans ce dernier cas comme indice de marquage BrdU dans des coupes histologiques de tissus. Les résultats des études disponibles indiquent aussi que la réponse proliférative est moins importante lorsque l'exposition n'est pas continue (p. ex., inhalation pendant cinq jours sur sept au lieu de sept sur sept) (Larson et coll., 1996; Templin et coll., 1996c) et revient au niveau de référence à la suite d'une période de récupération.

Des études réalisées principalement sur les rats F344 montrent que les données disponibles correspondent à un mode d'action cancérogène dans le rein fondé sur la régénération des cellules des tubules. Les études réalisées sur cette souche indiquent que le chloroforme endommage le rein et y augmente la réplication cellulaire à des doses semblables à celles qui provoquent l'apparition de tumeurs chez des rats Osborne-Mendel exposés par gavage dans de l'huile de maïs pendant des périodes pouvant atteindre trois semaines (Larson et coll., 1995a,b). On n'a toutefois pas constaté de relation dose-réponse claire concernant les dommages au rein ou la prolifération chez les rats F344 exposés à des concentrations dans l'eau potable semblables à celles qui ont provoqué des tumeurs chez les rats Osborne-Mendel au cours du biodosage de la cancérogenèse réalisé par Jorgensen et coll. (1985) (Larson et coll., 1995b). Au cours d'une seule étude pendant laquelle on a comparé la réponse proliférative chez des rats F344 et des rats Osborne-Mendel deux jours après l'administration de chloroforme par gavage unique, on a conclu que ces souches étaient à peu près aussi vulnérables l'une que l'autre aux lésions rénales provoquées par le chloroforme, bien qu'on ait observé une augmentation statistiquement significative de l'indice de marquage à une dose beaucoup plus faible chez le rat Osborne-Mendel (10 mg/kg p.c.) que chez le rat F344 (90 mg/kg p.c.). Cette dernière constatation a peut-être été fonction de la faible valeur observée chez les témoins dans le cas des rats Osborne-Mendel.

Les données sur la réponse proliférative des sujets de la souche chez lesquels on a observé des tumeurs rénales (rats Osborne-Mendel) sont limitées à l'examen à deux jours suivi d'une seule administration par gavage dans de l'huile de maïs (Templin et coll., 1996b). On n'a pas trouvé d'études comportant une analyse de la réponse proliférative chez des rats Osborne-Mendel à la suite d'une administration dans l'eau potable. Même si les résultats de cette étude n'excluent pas un mode d'action consistant en l'induction de tumeurs fondées sur la régénération des cellules des tubules, ils ne suffisent pas pour caractériser quantitativement la relation dose-réponse qui permettrait d'établir un point final intermédiaire pour la cancérogénicité (PISC, 2000).

Environnement Canada et Santé Canada (2001) ont aussi examiné le poids de la preuve dans le cas du mécanisme de la cancérogénicité du chloroforme. Selon ce rapport, les résultats de nouvelles analyses des tissus rénaux utilisés à l'origine (Hard et Wolf, 1999; Hard et coll., 2000) provenant à la fois du biodosage de l'eau potable (Jorgenson et coll., 1985) et de l'étude sur le gavage (NCI, 1976a) ont été critiques dans le cas des rats Osborne-Mendel. Ces résultats appuient solidement la thèse concernant le mode d'induction de ces tumeurs et selon laquelle des dommages soutenus des cellules des tubules proximaux constituent une lésion précurseur obligatoire des tumeurs provoquées par le chloroforme.

Lorsque l'on compare les différentes études de courte durée effectuées sur des rats et des souris exposés de la même façon au chloroforme, on remarque que les conditions expérimentales utilisées dans les études qui ont entraîné une cytotoxicité et une prolifération cellulaire ont provoqué l'apparition de tumeurs au cours des biodosages du cancer. L'inverse n'est toutefois pas toujours vrai.

Le mode hypothétique de cancérogenèse dans le cas du chloroforme correspond à la masse croissante de preuves qui appuient la plausibilité biologique selon laquelle une prolifération prolongée de cellules régénératives peut constituer un mécanisme de cause à effet dans la cancérogénicité d'une substance chimique. La question a été abordée dans de nombreux articles, y compris par les auteurs suivants : Ames et Gold (1990, 1996), Cohen et Ellwein (1990, 1991, 1996), Preston-Martin et coll. (1990), Ames et coll. (1993), Tomatis (1993), Cohen (1995), Cunningham et Matthews (1995), Butterworth (1996), Farber (1996) et Stemmermann et coll. (1996).

En résumé, le chloroforme a provoqué des tumeurs du foie chez la souris et des tumeurs du rein chez la souris et le rat. Le poids de la preuve concernant la génotoxicité, la spécificité selon le sexe et la souche, ainsi que la concordance entre la cytotoxicité, la prolifération régénérative et les tumeurs concorde avec l'hypothèse selon laquelle une cytotoxicité conjuguée à une période de prolifération cellulaire soutenue représente probablement un mécanisme tumorigène secondaire à la suite d'une exposition au chloroforme. Cette affirmation est conforme à une relation dose-réponse non linéaire dans le cas de l'induction de tumeurs. Cette cytotoxicité est reliée principalement aux taux d'oxydation du chloroforme en intermédiaires réactifs, principalement le phosgène et l'acide chlorhydrique. Le poids de la preuve à l'égard de ce mode d'action est le plus solide dans le cas des tumeurs du foie et du rein chez la souris et plus limité dans celui des tumeurs du rein chez le rat (Environnement Canada et Santé Canada, 2001).

Il y a peu de données probantes à l'appui d'autres mécanismes de la cancérogénicité, particulièrement à de faibles doses où l'on ne s'attend pas à une cytotoxicité ni à une prolifération cellulaire. La toxicité du chloroforme est clairement plus marquée chez les rongeurs lorsque l'administration se fait dans de l'huile de maïs plutôt que dans l'eau potable, ce qui appuie l'hypothèse selon laquelle la tumorigénicité du chloroforme dépend du taux d'administration aux tissus cibles et indique aussi que les mécanismes de détoxication doivent être saturés avant que le chloroforme réalise tout son potentiel cancérogène (GlobalTox, 2002).

10.4.3 Bromodichlorométhane

Au cours d'un biodosage de la cancérogénicité du BDCM, on a administré le composé par gavage dans de l'huile de maïs, cinq jours par semaine pendant 102 semaines, à des groupes de 50 mâles et de 50 femelles de rats F344/N et de souris B6C3F1. Les rats ont reçu des doses de 0, 50 ou 100 mg/kg p.c. par jour, les souris mâles, des doses de 0, 25 ou 50 mg/kg p.c. par jour, et les souris femelles, des doses de 0, 75 ou 150 mg/kg p.c. par jour (NTP, 1987).

Chez les rats, on a observé une certaine diminution du gain de poids dans les groupes des deux sexes exposés à la dose élevée (sans préciser la signification statistique), une incidence accrue de cytomégalie des cellules épithéliales des tubules rénaux chez les mâles (aux deux doses), une néphrose chez les femelles exposées à la dose élevée et des changements hépatiques comprenant la nécrose, des changements des cellules claires et du cytoplasme éosinophile, des changements cellulaires focaux et la stéatose chez les rats des deux sexes, mais surtout chez les femelles exposées à la dose élevée. Les données démontrent clairement la cancérogénicité chez les rats mâles et femelles et des augmentations de l'incidence d'adénomes et d'adénocarcinomes des cellules des tubules rénaux (incidence combinée pour les rats des groupes témoins, exposés à la dose faible ou à la dose élevée, soit 0/50, 1/50 et 13/50 pour les mâles et 0/50, 1/50 et 15/50 pour les femelles), ainsi que de tumeurs rares (polypes adénomateux et adénocarcinomes) du gros intestin (incidence combinée de 0/50, 13/50 et 45/50 pour les mâles et de 0/46, 0/50 et 12/47 pour les femelles). On a aussi observé une incidence accrue de néoplasmes cutanés seulement chez les rats mâles exposés à la dose faible, mais on a jugé que l'augmentation n'était pas reliée aux composés. Les néoplasmes du rein observés chez le rat au cours de ce biodosage diffèrent de ceux que l'on a observés au cours de l'étude d'autres composés comme le 1,4-dichlorobenzène : les tumeurs étaient alors apparues principalement chez les mâles et s'étaient accompagnées d'une néphropathie grave et d'une incidence accrue de calcification et de dégénérescence hyaline associées à la réabsorption de l'alpha-2-microglobuline (Charbonneau et coll., 1989).

Le gain de poids corporel a diminué chez les souris femelles et leur survie était considérablement inférieure à celle des témoins, en partie à cause d'abcès aux ovaires qu'on ne croit pas reliés à l'exposition. L'incidence de la cytomégalie rénale et de la stéatose hépatique chez la souris mâle a augmenté. On a aussi observé des changements pathologiques de la glande thyroïde et des testicules, sans toutefois les juger liés à l'exposition. L'incidence accrue d'adénomes et d'adénocarcinomes (combinés) du rein chez le mâle (incidence combinée de 1/49, 2/50 et 9/50 respectivement pour les souris témoins, les souris exposées à la dose faible et celles exposées à la dose élevée) et d'adénomes et de carcinomes hépatocellulaires (combinés) chez la souris femelle (incidence de 3/50, 18/48 et 29/50 respectivement) démontre aussi clairement la cancérogénicité chez les souris B6C3F1 mâles et femelles.

Moore et coll. (1994) ont administré du BDCM dans l'eau potable (contenant 0,25 % d'Emulphor) à des rats F344 et des souris B6C3F1 mâles pendant un an et ont évalué les indicateurs cliniques de la toxicité pour le rein. L'eau contenant des concentrations de BDCM de 0,08, 0,4 et 0,8 g/L pour les rats et de 0,06, 0,3 et 0,6 g/L pour les souris a produit des doses quotidiennes moyennes de 4,4, 21 et 39 mg/kg p.c. pour les rats et de 5,6, 24 et 49 mg/kg p.c. pour les souris. On a constaté que la concentration d'un marqueur urinaire indiquant des dommages des tubules proximaux du rein, soit la N-acétyl-β-glucosaminidase, était plus élevée que chez les témoins pour tous les groupes d'exposition chez les rats et pour le groupe exposé à la dose la plus élevée chez les souris. Des augmentations importantes des concentrations de protéines urinaires, indicateurs de dommages aux glomérules, ont également été observées chez les rats exposés à la dose faible et à la dose intermédiaire, ainsi que chez les souris exposées à la dose élevée.

Si les effets cytotoxiques du BDCM peuvent potentialiser la tumorigénicité dans certains tissus de rongeurs en présence de doses élevées, l'induction directe de mutations par des métabolites du BDCM peut aussi jouer un rôle cancérogène. La mesure dans laquelle chacun de ces phénomènes contribue à l'induction de tumeurs observées au cours d'études sur la chronicité chez les animaux soulève toutefois des questions (PISC, 2000).

DeAngelo et coll. (2002) ont étudié la capacité des THM administrés dans l'eau potable de provoquer des foyers de cryptes aberrantes dans le côlon de souris B6C3F1 et de rats F344/N. On a provoqué l'apparition de foyers de cryptes aberrantes prénéoplasiques dans le côlon de rats exposés à des THM bromés. Cependant, contrairement au DBCM et au bromoforme, le BDCM n'a pas entraîné l'apparition de néoplasmes du côlon chez le rat après une administration chronique dans l'eau potable. Le BDCM administré par gavage dans de l'huile de maïs a par contre provoqué le cancer du côlon chez les rats mâles.

Dans une étude préliminaire effectuée par le NTP (2004), des rats mâles F344/N et des souris femelles B6C3F1 ont été exposés au BDCM dans l'eau potable pendant deux ans. Des groupes de 50 rats mâles F344/N ont été exposés à des concentrations cibles équivalant à des doses journalières moyennes de 0, 6, 12 ou 25 mg/kg p.c. de BDCM. La survie et le poids corporel moyen de tous les groupes exposés étaient généralement similaires à ceux des témoins tout au long de l'étude. On n'a pas constaté d'incidences accrues de néoplasmes attribuées au BDCM. Les incidences d'inflammation chronique du foie chez les deux groupes exposés aux doses les plus élevées étaient nettement plus élevées que chez les témoins; cependant, la signification biologique de ces augmentations est incertaine. Des groupes de 50 souris femelles B6C3F1 ont été exposés à des concentrations cibles équivalant à des doses journalières moyennes de 0, 9, 18 ou 36 mg/kg p.c. de BDCM. La survie des groupes exposés était similaire à celle des témoins, mais le poids corporel moyen de tous les groupes exposés était généralement inférieur à celui des témoins, depuis la 4e semaine jusqu'à la fin de l'étude. Les incidences d'adénome ou de carcinome hépatocellulaires suivaient une tendance négative et l'incidence dans le groupe exposé à la dose élevée était significativement réduite par rapport au groupe de contrôle. L'incidence des hémangiosarcomes dans tous les organes a été significativement réduite dans le groupe de dose de 18 mg/kg p.c.

Les auteurs de l'étude ont conclu que, dans les conditions de cette étude de deux ans sur l'eau potable, il n'y avait pas de preuve d'une action cancérogène du BDCM chez les rats mâles F344/N exposés à des concentrations cibles de 6, 12 ou 25 mg/kg p.c. ni chez les souris femelles B6C3F1 exposées à des concentrations cibles de 9, 18 ou 36 mg/kg p.c. (NTP, 2004). Ce rapport n'a cependant pas encore été examiné par des pairs et n'est donc pas final. Par conséquent, il ne peut être utilisé actuellement dans l'évaluation des risques.

10.4.4 Dibromochlorométhane

Au cours d'un biodosage de la cancérogénicité effectué par le National Toxicology Program (NTP), on a administré du DBCM par gavage dans de l'huile de maïs, à raison de 0, 40, ou 80 mg/kg p.c., cinq fois par semaine pendant 104 semaines, à des groupes de 50 rats mâles et femelles F344/N. Des groupes de 50 souris B6C3F1 mâles et femelles ont reçu de la même façon des doses de 0, 50 ou 100 mg/kg p.c. par jour cinq fois par semaine pendant 105 semaines. On a observé une diminution du gain de poids chez les rats mâles exposés à la dose élevée, ainsi qu'une augmentation liée à la dose des lésions hépatiques (stéatose et changements cytoplasmiques donnant un aspect de verre dépoli) chez les rats des deux sexes et des néphroses (liées à la dose) chez les femelles. On n'a toutefois trouvé aucune preuve de cancérogénicité chez le rat (NTP, 1985).

La survie des souris mâles a été beaucoup plus faible chez les groupes exposés aux deux doses et 35 animaux exposés à la faible dose ont été tués accidentellement au cours des semaines 58 et 59. L'incidence des lésions hépatiques a augmenté chez les souris des deux sexes, y compris la stéatose (chez les deux sexes), la nécrose hépatocellulaire (mâles exposés), l'hépatocytomégalie (mâles exposés à la dose élevée) et la calcification du foie (femelles exposées à la dose élevée). On a aussi noté une augmentation de l'incidence des néphroses (dose élevée) et de la calcification rénale chez les mâles, ainsi que de l'hyperplasie des cellules folliculaires de la thyroïde chez les femelles (qui peut être attribuable à une infection bactérienne). Les preuves de la cancérogénicité chez la souris B6C3F1 mâle fondées sur une incidence accrue de carcinomes hépatocellulaires, mais sur une augmentation marginale seulement des adénomes ou carcinomes hépatocellulaires (combinés) (incidence des carcinomes hépatocellulaires chez les souris témoins et les souris exposées à la dose élevée de 10/50 et 19/50 respectivement; incidence combinée des adénomes et des carcinomes hépatocellulaires de 23/50 et 27/50 respectivement) sont toutefois équivoques. À cause d'une erreur de dosage, le nombre de survivants dans le groupe des souris mâles exposées à la dose faible n'a pas suffi pour permettre d'analyser l'incidence des tumeurs. On a aussi produit certaines preuves de cancérogénicité chez les souris femelles fondées sur une augmentation de l'incidence des adénomes hépatocellulaires et des adénomes ou carcinomes hépatocellulaires combinés. L'incidence combinée des adénomes et des carcinomes du foie chez les souris témoins et les souris exposées à la dose faible et à la dose élevée s'est établie à 6/50, 10/49 et 19/50 respectivement.

Les problèmes mécanistes relatifs au DBCM sont semblables à ceux abordés pour le BDCM.

10.4.5 Bromoforme

Au cours d'une étude récente du NTP sur le biodosage de la cancérogénicité, on a administré du bromoforme par gavage dans de l'huile de maïs, à raison de 0, 100 ou 200 mg/kg p.c., cinq fois par semaine pendant 103 semaines, à des groupes de 50 rats mâles et 50 rats femelles F344/N et à des souris femelles B6C3F1 (NTP, 1989). Les souris mâles B6C3F1 ont reçu 0, 50 ou 100 mg/kg p.c. dans les mêmes conditions. Chez les rats, on a observé une réduction du gain de poids chez les mâles exposés à la dose faible et à la dose élevée, et chez les femelles exposées à la dose élevée. La survie a aussi été beaucoup moins bonne chez les mâles exposés à la dose élevée que chez les animaux témoins. On a aussi observé un lien entre la dose et des effets non néoplasiques dans les glandes salivaires (métaplasie squameuse et inflammation active chronique chez les sujets des deux sexes), la prostate (métaplasie squameuse), la partie antérieure de l'estomac (ulcères chez les mâles), les poumons (inflammation active chronique chez les mâles seulement) et la rate (pigmentation chez les femelles exposées à la dose élevée), mais les lésions de la glande salivaire et des poumons étaient caractéristiques d'une infection par le coronavirus du rat qui a provoqué une réaction séropositive au début de l'étude. On a constaté des preuves de cancérogénicité chez les rats mâles et des preuves claires chez les rats femelles fondées sur l'incidence accrue de néoplasmes rares (polypes adénomateux et adénocarcinomes du gros intestin) chez les deux sexes. L'incidence de ces tumeurs (combinées) chez les rats témoins, les rats exposés à la dose faible et ceux exposés à la dose élevée s'est établie respectivement à 0/50, 1/50 et 8/50 chez les femelles et à 0/50, 0/50 et 3/50 chez les mâles. Bien que l'incidence de ces tumeurs chez les femelles était semblable à celle qu'on a observée au cours du biodosage du BDCM effectué par le NTP, elle était beaucoup moins élevée chez les mâles. La baisse de la survie des mâles exposés à la dose élevée de bromoforme a toutefois pu réduire la sensibilité du biodosage en matière de détection de réactions cancérogènes. L'incidence de nodules néoplasiques a aussi été plus élevée chez les rats femelles exposés à la dose faible que chez les témoins. On ne considère toutefois pas qu'il s'agit de lésions néoplasiques induites chimiquement parce que d'une part, ces lésions ne correspondent pas aux critères actuels du NTP concernant les adénomes hépatocellulaires et que d'autre part, l'incidence chez les rats femelles exposés à la dose élevée et chez les rats mâles exposés n'a pas augmenté de façon statistiquement significative.

cours du biodosage du BDCM effectué par le NTP, elle était beaucoup moins élevée chez les mâles. La baisse de la survie des mâles exposés à la dose élevée de bromoforme a toutefois pu réduire la sensibilité du biodosage en matière de détection de réactions cancérogènes. L'incidence de nodules néoplasiques a aussi été plus élevée chez les rats femelles exposés à la dose faible que chez les témoins. On ne considère toutefois pas qu'il s'agit de lésions néoplasiques induites chimiquement parce que d'une part, ces lésions ne correspondent pas aux critères actuels du NTP concernant les adénomes hépatocellulaires et que d'autre part, l'incidence chez les rats femelles exposés à la dose élevée et chez les rats mâles exposés n'a pas augmenté de façon statistiquement significative.

On a administré du bromoforme dans l'eau potable (contenant 0,25 % d'Emulphor) à des rats F344 et des souris B6C3F1 mâles pendant un an et analysé les indicateurs cliniques de néphrotoxicité (Moore et coll., 1994). De l'eau contenant des concentrations de bromoforme de 0,12, 0,6, et 1,2 g/L pour les rats et de 0,08, 0,4 et 0,8 g/L pour les souris a produit des doses quotidiennes moyennes de 6,2, 29 ou 57 mg/kg p.c. chez les rats et de 8,3, 39 ou 73 mg/kg p.c. chez les souris. Plusieurs indicateurs de dommages aux tubules et aux glomérules étaient élevés à chaque concentration chez les souris, qui semblaient plus vulnérables aux effets néphrotoxiques du bromoforme qu'à ceux du BDCM. Comme chez les souris, la protéinurie a augmenté chez les rats de tous les groupes de dose, mais on a observé chez eux peu de signes de perte de fonction tubulaire.

Même si le bromoforme semble présenter une plus grande propension à la métabolisation et est un agent mutagène plus puissant que le BDCM, il semble moins puissant comme agent toxique et cancérogène selon les résultats des biodosages du NTP (1985, 1987) et de nombreuses autres études réalisées in vivo sur la toxicité. Comme dans le cas du DBCM, ce résultat pourrait s'expliquer par une moins grande biodisponibilité attribuable au fait que ce composé est plus lipophile et qu'on a utilisé de l'huile de maïs comme véhicule d'administration. L'apparition de tumeurs provoquées par le bromoforme dans le tractus intestinal, mais non dans le foie ou les reins, pourrait appuyer cette hypothèse. Les métabolites plus lipophiles et réactifs du bromoforme peuvent aussi l'empêcher d'atteindre des sites cibles critiques. De plus, lorsqu'on a injecté du bromoforme par voie intrapéritonéale, son métabolisme était plus élevé que celui des autres THM (Anders et coll., 1978; Tomasi et coll., 1985). Lorsqu'on l'a administré par gavage dans de l'huile de maïs, le bromoforme était toutefois le THM le moins métabolisé (Mink et coll., 1986).

10.5 Toxicité pour la reproduction et le développement

10.5.1 Trihalométhanes

On a étudié la tératogénicité des THM dans le cadre d'une étude au cours de laquelle on a administré par intubation orale des doses de 50, 100 ou 200 mg/kg p.c. par jour de BDCM, de DBCM ou de bromoforme, ou des doses de 100, 200 ou 400 mg/kg p.c. par jour de chloroforme à des groupes de 15 rats femelles Sprague-Dawley au cours des jours 6 à 15 de la gestation. Le gain de poids chez la mère a diminué chez les rats exposés à la dose élevée (200 mg/kg p.c. par jour) de BDCM et de DBCM, mais moins que chez les rats exposés à la dose élevée de chloroforme (400 mg/kg p.c. par jour). Le poids du foie a aussi augmenté chez les mères exposées à la dose élevée de BDCM (200 mg/kg p.c. par jour). Le BDCM et le bromoforme ont été jugés foetotoxiques parce qu'on a observé la présence d'anomalies interpariétales, même si l'on n'a pas indiqué la signification statistique des augmentations observées. Ces composés ont aussi semblé accroître l'incidence d'aberrations des sternèbres. La LOAEL fondée sur cet effet foetotoxique était de 50 mg/kg p.c. par jour (Ruddick et coll., 1983).

Tyl (2000) a effectué pour le compte de l'EPA des États-Unis une recension des publications toxicologiques disponibles portant sur les effets reliés à la reproduction et au développement de SPD comprenant le chloroforme et le BDCM et a conclu que les études publiées actuelles ne suffisent pas pour évaluer quantitativement le risque pour la reproduction ou le développement, mais suffisent pour déterminer le danger. Les dangers potentiels définis dans le cas du chloroforme et du BDCM sont la résorption de la portée au complet et la foetotoxicité et, dans le cas du BDCM, la toxicité pour la reproduction chez le mâle (Tyl, 2000).

10.5.2 Chloroforme

Les données disponibles sur la tératogénicité des trihalométhanes se limitent principalement au chloroforme. Les études réalisées jusqu'à maintenant n'ont pas révélé que le chloroforme était tératogène pour le rat, le lapin ou la souris à des doses pouvant atteindre 400 mg/kg p.c. administrées par gavage dans de l'huile de maïs ou dans une solution saline ou d'Emulphor (Thompson et coll., 1974; Burkhalter et Balster, 1979; Ruddick et coll., 1983). On a observé parfois des effets foetotoxiques (p. ex., perte de poids corporel et malformations sternébrales et interpariétales), mais seulement à des doses toxiques pour les mères.

Au cours d'une étude d'élevage en continu, on a administré à des souris CD-1 mâles et femelles du chloroforme par gavage dans de l'huile de maïs à des doses réelles de 0, 6,6, 15,9 ou 41,2 mg/kg p.c. par jour pendant sept jours avant la période de cohabitation de 98 jours et pendant toute celle-ci. On a administré du chloroforme aux rejetons du groupe témoin et du groupe F1 (à dose élevée) après le sevrage, c'est-à-dire 21 jours après la naissance, suivant le même calendrier de dosage que leurs parents F0. Il n'y a pas eu d'effets importants sur la fertilité ou la reproduction de l'un ou l'autre des deux sexes pendant deux générations. On a observé des changements histopathologiques indicateurs d'une hépatotoxicité chez les femelles F1 à toutes les doses d'exposition (Gulati et coll., 1988).

Hoechst (1991) a analysé l'embryotoxicité du chloroforme inhalé et sa toxicité pour le développement. Des femelles de rat Wistar ont été accouplées et exposées ensuite par inhalation à des concentrations de chloroforme de 0, 15, 50 ou 149 mg/m3 (0, 3, 10 ou 30 ppm) pendant sept heures par jour entre les jours 7 et 16 de la gestation. On a observé de légères diminutions de la consommation alimentaire et des baisses importantes du poids corporel chez les mères exposées à 50 et 149 mg/m3. On a posé comme hypothèse que ces résultats étaient la cause de la légère atrophie des foetus chez ces animaux. On a fixé une NOAEL de 15 mg/m3 fondée sur l'absence d'embryotoxicité ou de tératogénicité (GlobalTox, 2002).

10.5.3 Bromodichlorométhane

Narotsky et coll. (1997) ont étudié les effets du BDCM chez des rats F344 exposés à des doses de 0, 25, 50 ou 75 mg/kg p.c. par jour en solution aqueuse ou par gavage à l'huile. Le BDCM a produit des résorptions de la portée au complet chez les sujets exposés à des doses de 50 et 75 mg/kg p.c. par jour administrées par l'un ou l'autre moyen. Chez les mères qui ont reçu de l'huile de maïs, on a noté des résorptions de la portée au complet (RPC) dans 8 % et 83 % des portées exposées à des doses de 50 et 75 mg/kg p.c. par jour respectivement. Toutes les portées témoins et les portées des groupes exposés à 25 mg/kg p.c. par jour ont survécu à la période d'expérience. On avait démontré au cours d'une étude antérieure (Narotsky et coll., 1992) que le BDCM était toxique pour la mère à ces doses.

Au cours d'une étude sur le développement réalisée par Christian et coll. (2001), on a administré à des rats Sprague-Dawley et à des lapins blancs de la Nouvelle-Zélande des doses continues de BDCM dans l'eau potable au cours des jours de gestation 6 à 21 chez les rats et 6 à 29 chez les lapins. Les doses moyennes consommées ont été de 0, 2,2, 18,4, 45,0 ou 82,0 mg/kg p.c. par jour chez les rats et de 0, 1,4, 13,4, 35,6 ou 55,3 mg/kg p.c. par jour chez les lapins. Chez les rats, la consommation d'eau a diminué à toutes les doses d'exposition et le gain de poids corporel et la consommation d'aliments ont diminué à ≥45,0 mg/kg p.c. par jour. Chez les lapins, le gain de poids corporel et la consommation d'aliments ont diminué à ≥35,6 mg/kg p.c. par jour. Les NOAEL chez la mère ont été de 18,4 et 13,4 mg/kg p.c. par jour chez les rats et les lapins respectivement. On a constaté des retards minimes de l'ossification des phalanges des pattes avant et des métatarses et des phalanges des pattes arrière chez les foetus de rat exposés à 82,0 mg/kg p.c. par jour. On a jugé ces retards marginaux, réversibles et associés à une réduction importante du gain de poids chez la mère. On n'a pas observé d'effets reliés à l'exposition chez les foetus de lapin. Les NOAEL pour le développement ont été de 45,0 et 55,3 mg/kg p.c. par jour chez les rats et les lapins respectivement (Christian et coll., 2001).

Au cours d'une étude de la reproduction s'étendant sur deux générations réalisée par Christian et coll. (2002), on a administré à des rats Sprague-Dawley des doses continues de BDCM dans l'eau potable à des concentrations de 0, 50, 150 ou 450 mg/L (équivalant à 0, 4,1-12,6, 11,6-40,2 ou 29,5-109,0 mg/kg p.c. par jour). Chez les deux groupes exposés aux doses les plus fortes, on a observé une mortalité et des signes cliniques associés à une baisse de la consommation d'eau, une réduction du poids corporel et du gain de poids, ainsi qu'une réduction de la consommation d'aliments. On a établi un lien entre la baisse du poids corporel d'une part et d'autre part la baisse du poids des organes et l'augmentation des ratios entre le poids des organes. On a attribué aussi à une baisse importante des poids corporels un bref retard de la maturation sexuelle (séparation du prépuce, ouverture du vagin) et une augmentation du nombre de rats F1 présentant un dioestrus prolongé. La NOAEL relative à la toxicité générale et les NOAEL portant sur la toxicité pour la reproduction et le développement ont été d'au moins 4,1-12,6 mg/kg p.c. par jour. Si l'on considère comme un résultat de la toxicité générale le retard de la maturation sexuelle associé à une réduction importante des poids corporels, les NOAEL relatives à la reproduction et au développement dans le cas du BDCM dépassent 29,5-109,0 mg/kg p.c. par jour (Christian et coll., 2002).

Bielmeier et coll. (2001) ont étudié la sensibilité de souches de rats F344 et Sprague-Dawley mesurée par la RPC après exposition à des doses de BDCM. À la suite d'un gavage par solution aqueuse de BDCM à 75 mg/kg p.c. par jour pendant les jours 6 à 10 de la gestation, l'incidence de RPC atteignait 62 % chez les rats F344, tandis que tous les rats SD ont maintenu leur portée. Chez les rats exposés à 75 mg/kg p.c. par jour de BDCM pendant les jours 6 à 10 de la gestation, période critique qui englobe la période de la gestation dépendante de l'hormone lutéinisante (HL), l'incidence de RPC atteignait 75 %, mais les rats exposés au cours des jours 11 à 15 de la gestation à des doses de 75 ou 100 mg/kg p.c. par jour de BDCM n'ont pas été affectés. Vingt-quatre heures après avoir reçu une seule dose, toutes les mères RPC présentaient une baisse marquée des concentrations de progestérone sérique, mais les concentrations de HL n'avaient pas changé. Le taux élevé de RPC pendant la période tributaire de l'hormone lutéinisante, le manque de réponse par la suite et la baisse de la concentration de progestérone sans réduction connexe des concentrations d'hormone lutéinisante indiquent que le BDCM perturbe la réponse lutéale à l'hormone lutéinisante (GlobalTox, 2002).

Klinefelter et coll. (1995) ont étudié la capacité du BDCM d'altérer la fonction reproductrice chez les rats mâles F344. Les sujets ont consommé du BDCM dans l'eau potable pendant 52 semaines, ce qui les a exposés à des doses moyennes de 22 et 39 mg/kg p.c. par jour. L'examen histologique n'a pas révélé de lésions macroscopiques des organes reproducteurs, mais l'exposition à des doses élevées de BDCM a réduit considérablement la vitesse moyenne en ligne droite, le trajet moyen et la vitesse curvilinéaire des spermatozoïdes extraits de la queue de l'épididyme (PISC, 2000).

Chen et coll. (2003) ont étudié l'effet du BDCM sur la sécrétion chronique de gonadotrophine au moyen de cultures de trophoblastes de placenta humain. On a observé une réduction liée à la dose de BDCM de la sécrétion de gonadotrophine chorionique bioréactive et immunoréactive provenant de trophoblastes de placenta humain, ce qui indique que le BDCM cible ces cellules. Une baisse de la gonadotrophine chorionique pourrait avoir des effets indésirables sur une grossesse puisque cette hormone joue un rôle vital dans le maintien de la grossesse.

10.5.4 Dibromochlorométhane

Au cours d'une étude sur la reproduction qui s'est étendue sur plusieurs générations, on a exposé des groupes de souris ICR, 10 mâles et 30 femelles, à des doses de 0, 0,1, 1,0 ou 4,0 g/L (0, 17, 171 ou 685 mg/kg p.c. par jour) de DBMC dans de l'Emulphor administrées dans l'eau potable pendant 35 jours et on a ensuite accouplé les sujets. Les accouplements suivants ont eu lieu deux semaines après le sevrage. Les souris F1 ont été exposées à la même solution d'essai pendant 11 semaines après le sevrage, puis accouplées. Les accouplements suivants ont eu lieu deux semaines après le sevrage. À une dose de 17 mg/kg p.c. par jour, on a constaté seulement une légère baisse du poids corporel des nouveau-nés de la génération F2b. À des doses de 171 mg/kg p.c. par jour, on a constaté une baisse importante du poids corporel des femelles et une augmentation de l'apparition de pathologies macroscopiques du foie chez les souris F0 et F1b. La gravité des lésions variait de la stéatose à l'apparition de masses distinctes à la surface du foie. Même si toutes les générations n'ont pas été touchées, on a constaté des baisses importantes de la taille des portées, de la viabilité des petits, du poids corporel après la naissance et de l'indice de lactation. À une dose de 685 mg/kg p.c. par jour, les effets étaient du même genre, mais plus graves. Le gain de poids corporel a diminué considérablement autant chez les mâles que chez les femelles à la dose la plus élevée (685 mg/kg p.c. par jour) et chez les femelles à la dose intermédiaire (171 mg/kg p.c. par jour). On a constaté chez les animaux de ces deux groupes une hypertrophie du foie et des changements morphologiques apparents. L'indice de gestation, la fertilité et la survie de la génération F1 ont en outre diminué considérablement. Seule la fertilité a diminué (à la dose élevée) chez la génération F2 (PISC, 2000). Compte tenu de la toxicité pour la mère et le foetus, on a fixé la NOAEL à 17 mg/kg p.c. par jour (Borzelleca et Carchman, 1982).

10.5.5 Bromoforme

On a constaté que le bromoforme provoquait des RPC chez les rats femelles F344 lorsqu'il est administré par voie orale au cours des jours 6 à 15 de la gestation, mais à des doses plus élevées (150 et 200 mg/kg p.c. par jour) que celles nécessaires pour produire le même effet dans le cas du BDCM (Narotsky et coll., 1993).

On a étudié l'effet du bromoforme sur la fertilité et la reproduction chez des souris suisses CD-1 (20 paires par dose) exposées par gavage dans l'huile de maïs à des doses de 0, 50, 100 ou 200 mg/kg p.c. par jour pendant 105 jours. On n'a signalé aucun effet apparent sur la fertilité ou la reproduction (p. ex., portées par paires, petits en vie par portée, sexe des petits en vie, poids corporel des petits) des parents ou de la génération F1 et l'on a établi pour la reproduction une NOAEL de 200 mg/kg p.c. par jour (NTP, 1989).

10.6 Neurotoxicité

Les résultats neurotoxicologiques signalés dans le cas des THM sont des observations tirées d'anesthésies associées à des expositions aiguës à de fortes doses de THM bromés (bromoforme, BDCM, DBCM) et découlent d'une étude de comportement réalisée par Balster et Borzelleca (1982) chez des souris mâles adultes exposées par gavage en solution aqueuse pendant une période maximale de 90 jours. L'administration de doses de 1,2 ou 11,6 mg/kg p.c. par jour n'a pas eu d'effet au cours de divers tests de comportement, et des doses de 100 mg/kg p.c. par jour pendant 30 jours n'ont pas eu d'effet sur l'apprentissage par évitement passif. On a constaté chez les animaux exposés pendant 60 jours à des doses de 100 ou 400 mg/kg p.c. par jour une baisse des taux de réponse au cours d'un test de comportement opérant. Les effets ont été les plus marqués au début du régime et il n'y a eu aucune indication de détérioration progressive (PISC, 2000).

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