Liste des substances d'intérêt prioritaire - Rapport d'évaluation pour formaldéhyde

2.0 Résumé de l'information essentielle à l'évaluation du caractère « toxique » au sens de la LCPE 1999

2.1 Identité et propriétés physiques et chimiques

À l'état pur, le formaldéhyde est aussi connu sous le nom de méthanal, d'aldéhyde méthylique, de formol, d'aldéhyde formique et de méthylèneglycol. Son numéro de registre du Chemical Abstracts Service (CAS) est 50-00-0, et sa formule brute, CH₂O.

À la température de la pièce, le formaldéhyde est un gaz incolore dont l'odeur est piquante et irritante. Sa réactivité est élevée, il se polymérise facilement, il est très inflammable et il peut former dans l'air des mélanges explosifs. Il se décompose lorsque la température est supérieure à 150°C. Le formaldéhyde se dissout facilement dans l'eau, les alcools et d'autres solvants polaires. En solution aqueuse, il s'hydrate et se polymérise pour donner du méthylèneglycol, du polyoxyméthylène et des hémiformes. Les solutions contenant de fortes concentrations de formaldéhyde (>30%) deviennent troubles lorsque le polymère précipite (OMS, 1989). Le formaldéhyde est une substance réactive qui peut prendre part à un certain nombre de réactions auto-associatives et s'associer à l'eau pour former diverses espèces chimiques possédant des propriétés différentes de celles de la substance monomoléculaire pure. En général, ces associations sont le plus fréquentes aux fortes concentrations de formaldéhyde parce que les molécules ont plus de chances de s'associer à d'autres espèces similaires. Les coefficients de partage de la plupart des substances organiques pures, comme le benzène ou l'hexane, indiquent les propriétés des espèces monomoléculaires à toutes les concentrations; entre autres, ces espèces ne s'associent pas les unes aux autres. Ce n'est pas le cas pour le formaldéhyde, et il est donc préférable de ne pas utiliser les données sur les propriétés à des concentrations élevées pour déterminer les propriétés lorsque cette substance est diluée. Par exemple, on calcule habituellement le coefficient de partage entre l'air et l'eau (K_ae) à partir de la solubilité et de la tension de vapeur, mais il est possible que cette manière de procéder ne soit pas valable pour des substances comme le formaldéhyde. Les propriétés les plus importantes et qui présentent le plus d'intérêt pour l'environnement, comme le coefficient de partage entre l'octanol et l'eau (K_oe), le K_ae, le coefficient de partage entre le carbone organique et l'eau (K_co), etc., devraient être mesurées à de faibles concentrations. On devrait éviter d'extrapoler à partir de concentrations supérieures à celles exprimées en pourcentage, et la validité des relations structure-propriété et des corrélations entre les propriétés (comme K_oe et la solubilité), devrait être examinée avec soin (Bobra et Mackay, 1999).

Les valeurs mentionnées pour les propriétés physiques et chimiques du formaldéhyde figurent au tableau 1.

On ne trouve pas sur le marché de formaldéhyde à l'état pur, mais il se vend en solutions aqueuses de 30 à 50 % (en poids). La formaline (37 % de CH₂O) est la solution la plus couramment employée. Le méthanol ou d'autres substances sont ordinairement ajoutés à la solution comme agents de stabilisation afin de réduire la polymérisation du formaldéhyde (OMS, 1989; Environnement Canada, 1995). À l'état solide, le formaldéhyde est commercialisé sous le nom de trioxane (CH₂O)3 et de son polymère, le paraformaldéhyde, qui contiennent de 8 à 100 unités de formaldéhyde (OMS, 1989).

Tableau 1 Propriétés physiques et chimiques du formaldéhyde mentionnées dans les publications ¹

Propriété	Intervalle des valeurs2
Poids moléculaire (g/mole)	30,03
Point de fusion (°C)	-118 à -92
Point d'ébullition (°C, 101,3 kPa)	-21 à -19
Tension de vapeur (calculée) (Pa à 25°C)	516 000
Solubilité dans l'eau (mg/L à 25°C) 3	400 000 à 550 000
Constante de la loi d'Henry (Pa·m3/mole à 25°C)	2,2 x 10-2 à 3,4 x 10-2
Log du coefficient de partage entre l'octanol et l'eau (log Koe)	-0,75 à 0,35
Log du coefficient de partage entre le carbone organique et l'eau (log Kco)	0,70 à 1,57

2.2 Caractérisation de la pénétration dans l'environnement

2.2.1 Production, importation, exportation et utilisation

Le formaldéhyde est préparé commercialement par oxydation catalytique du méthanol dans l'air (Environnement Canada, 1985; Kroschwitz, 199 1). Au Canada, en 1996, environ 222 000 tonnes de formaldéhyde ont été produites, 7 600 tonnes, importées, et plus de 30 000 tonnes, exportées (Environnement Canada, 1997c).

En 1996, la consommation intérieure totale de formaldéhyde au Canada était d'environ 191 000 tonnes (Environnement Canada, 1997c). Le formaldéhyde sert surtout à la synthèse de résines; les résines urée-formaldéhyde (UF), les résines phénol-formaldéhyde, le pentaérythritol et d'autres résines représentent environ 92 % de la consommation canadienne. Approximativement 6 % des utilisations de cette substance se rapportaient à la production d'engrais, et 2 %, à d'autres fins, comme la préservation et la désinfection (Environnement Canada, 1997c). Le formaldéhyde peut être utilisé dans diverses industries (produits médicaux, détergents, cosmétiques, aliments, caoutchouc, engrais, métaux, bois, cuir et pétrole) ainsi que dans les industries agricoles (OMS, 1989), et il peut servir d'entraîneur du sulfure d'hydrogène dans les opérations pétrolières (Tiemstra, 1989).

Au Canada, le formaldéhyde peut être utilisé dans les cosmétiques qui ne sont pas en aérosol pourvu que sa concentration ne dépasse pas 0,2 % (BMVL, 1994). Cette substance figure sur la Liste critique du système de déclaration de cosmétiques tenue par le Bureau de la sécurité des produits de Santé Canada, et il est recommandé de limiter sa concentration dans les cosmétiques à moins de 0,3 %, sauf dans le cas des agents de durcissement des ongles de la main, pour lesquels la concentration maximale est de 5 % (Richardson, 1999).

Approximativement 80 % des engrais à action lente vendus sur le marché sont des produits contenant de l'UF (ATSDR, 1999; HSDB, 1999).

Dans l'industrie agricole, le formaldéhyde a été utilisé comme fumigant ainsi que pour prévenir le mildiou et l'épeautre du blé et la pourriture de l'avoine. Il a aussi servi de germicide et de fongicide pour les plantes et les légumes, et d'insecticide pour détruire les mouches et d'autres insectes. Au Canada, 59 produits aintiparasitaires contenant du formaldéhyde sont actuellement homologués en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires. Dans 56 de ces produits, le formaldéhyde est un élément constitutif dont la concentration varie entre 0,002 et 1 % en poids. Dans les trois autres produits, le formaldéhyde est un ingrédient actif dont la concentration varie entre 2,3 et 37 % pour ce qui est des produits commerciaux (Moore, 2000). Ces utilisations ne sont pas prises en compte dans la présente évaluation parce qu'elles sont réglementées en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires.

En vertu de l'article 15 de la Loi sur les aliments et drogues, dont l'application relève de Santé Canada, le sirop d'érable peut contenir jusqu'à 2 ppm (2 mg/kg) de formaldéhyde à la suite de l'application de paraformaldéhyde pour empêcher la croissance de bactéries dans les entailles des érables (Feeley, 1996). Toutefois, cette utilisation n'a pas été homologuée au Canada depuis 1990 (Smith, 2000).

2.2.2 Sources et rejets

La formation de formaldéhyde est surtout due à la combustion de matières organiques ainsi qu'à diverses activités naturelles et anthropiques. L'oxydation dans l'air de composés organiques volatils (COV) d'origine naturelle et anthropique donne lieu à la formation secondaire de formaldéhyde dans l'atmosphère. Bien qu'il n'existe pas de chiffres fiables sur les rejets provenant de sources naturelles et la formation secondaire, on peut s'attendre à ce qu'ils soient beaucoup plus considérables que les émissions directes résultant d'activités anthropiques. Toutefois, les concentrations les plus élevées ont été mesurées au voisinage de sources anthropiques, comme les émissions des véhicules à moteur et des industries (voir plus loin).

2.2.2.1 Sources naturelles

Le formaldéhyde se retrouve à l'état naturel dans l'environnement et résulte d'un bon nombre de processus naturels. Il se dégage pendant la combustion de la biomasse, par exemple, pendant les feux de forêt et de broussailles (Howard, 1989; Reinhardt, 1991). Il se forme aussi dans l'eau en raison de l'irradiation des substances humiques par la lumière du soleil (Kieber et al., 1990).

Le formaldéhyde est présent en faibles concentrations dans la plupart des organismes vivants parce qu'il est un produit intermédiaire du métabolisme (OMS, 1989; CIRC, 1995). D'après certaines études, les bactéries, les algues, le plancton et la végétation produisent des émissions de formaldéhyde (Hellebust, 1974; Zimmermann et al., 1978; Eberhardt et Sieburth, 1985; Yamada et Matsui, 1992; Nuccio et al., 1995).

2.2.2.2 Sources anthropiques

Les sources anthropiques de formaldéhyde comprennent les sources directes, comme la combustion de carburants, les utilisations industrielles sur place et les gaz qui se dégagent des matériaux de construction et des produits de consommation.

Bien que l'essence ne contienne pas de formaldéhyde, ce dernier est le produit d'une combustion incomplète. Tous les moteurs à combustion interne peuvent produire du formaldéhyde, dont la quantité dépend surtout de la composition du carburant, du type de moteur, du dispositif antipollution utilisé, de la température de fonctionnement ainsi que de l'âge et du plus ou moins bon état du véhicule. Les taux d'émission sont donc variables (Environnement Canada, 1999a).

À la lumière des données pour 1997 de l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP), les véhicules à moteur routiers constituent à eux seuls la plus importante source directe de rejets de formaldéhyde dans l'environnement canadien. On a calculé par modélisation que les véhicules à moteur avaient rejeté 11 284 tonnes de formaldéhyde en 1997 (Environnement Canada, 1999b). Bien qu'Environnement Canada (1999b) n'ait pas fait de distinction entre les véhicules fonctionnant à l'essence et ceux utilisant du carburant diesel, on a calculé, à l'aide des données sur les émissions de ces véhicules, qu'ils contribuaient, dans une proportion d'environ 40 à 60 % respectivement, aux rejets des véhicules routiers. On a estimé que les émissions des aéronefs s'élevaient à 1 730 tonnes, et celles du secteur maritime, à environ 1 175 tonnes (Environnement Canada, 1999b).

Les données sur les rejets des véhicules routiers ont été obtenues par modélisation (modèle Mobile 5C) à l'aide des hypothèses énoncées dans la publication d'Environnement Canada (1996). Il est probable que les taux de rejet de formaldéhyde par les automobiles ont changé et continueront de le faire; bon nombre des modifications actuelles et prévues des dispositifs antipollution pour les automobiles et de la qualité de l'essence auront probablement pour effet de diminuer les rejets de formaldéhyde et d'autres COV (Environnement Canada, 1999b).

Il existe d'autres sources anthropiques de combustion (où les combustibles peuvent être du bois aussi bien que des matières plastiques) : les poêles à bois, les foyers, les fours, les centrales énergétiques, les brûlis, les incinérateurs de déchets, le tabagisme et la cuisson des aliments (Jermini et al., 1976; Kitchens et al., 1976; Klus et Kuhn, 1982; Ramdahl et al., 1982; Schriever et al., 1983; Lipari et al., 1984; OMS, 1989; Walker et Cooper, 1992; Baker, 1994; Guski et Raczynski, 1994). Au Canada, on estime que le tabagisme produit moins de 84 tonnes de formaldéhyde par année; ce chiffre est fondé s ur des taux d'émission estimatifs (OMS, 1989) et un taux de consommation d'environ 50 milliards de cigarettes par année (Santé Canada, 1997). Au Canada, on estime que les centrales électriques au charbon rejettent de 0,7 à 23 tonnes de formaldéhyde par année; ces chiffres sont fondés sur des facteurs d'émission américains (Lipari et al., 1984; Sverdrup et al., 1994), le pouvoir calorifique élevé du combustible et la consommation canadienne de charbon en 1995 (Rose, 1998). La mesure des taux d'émission d'un incinérateur municipal en Ontario a permis d'établir que les émissions de formaldéhyde provenant des déchets municipaux, dangereux et biomédicaux au Canada étaient d'environ 10,6 tonnes par année (Novamann International, 1997; Environnement Canada, 1999a).

Les rejets industriels de formaldéhyde peuvent se produire à n'importe quelle étape de la production, de l'utilisation, du stockage, du transport ou de l'élimination des produits contenant du formaldéhyde résiduel. Cette substance a été décelée dans les émissions des fabriques de produits chimiques (Environnement Canada, 1997c et d, 1999a), des fabriques de pâtes et papiers, des fabriques de produits forestiers (U.S. EPA, 1990; Fisher et al., 1991; Environnement Canada, 1997c, 1999a; O'Connor et Voss, 1997), des fabriques de pneus et de caoutchouc (Environnement Canada, 1997b), des raffineries de pétrole et des installations de préparation du charbon (CIRC, 1981; U.S. EPA, 1993), des usines de textile, des usines de construction d'automobiles et de l'industrie des produits métalliques (Environnement Canada, 1999a).

D'après les données de l'INRP pour 1997, les rejets totaux de 101 installations dans l'environnement étaient de 1 423,9 tonnes; 1 339,3 tonnes ont été rejetées dans l'atmosphère, 60,5 tonnes ont été injectées en puits profond, 19,4 tonnes ont été rejetées dans les eaux de surface, et il n'y a eu aucun rejet dans le sol. Les plus importantes émissions atmosphériques ont été déclarées par Weyerhaeuser Canada Ltd. à Edson, Alberta (121,5 tonnes), et à Drayton Valley, Alberta (111,7 tonnes). Seulement quatre installations ont déclaré des rejets de formaldéhyde dans les eaux de surface : Abitibi-Consolidated, La Baie, Québec (13,3 tonnes), Abitibi-Consolidated, Grand-Mère, Québec (4,1 tonnes), Tembec Inc., Témiscamingue, Québec (1,6 tonne), et Grant Forest Products Corp., Englehart, Ontario (0,4 tonne). On ne pense pas que le formaldéhyde éliminé par injection en puits profond interagisse avec les strates du sol où il existe une activité biologique. De 1979 à 1989, environ 76,9 tonnes de formaldéhyde ont été déversées ou rejetées dans l'environnement à la suite de 35 incidents déclarés (NATES, 1996).

Les rejets dans les eaux souterraines de formaldéhyde présent dans les fluides d'embaumement contenus dans les corps enterrés dans les cimetières sont probablement très faibles si l'on tient compte de l'analyse d'échantillons d'eaux souterraines et du taux de charge estimé de six cimetières en Ontario (Chan et al., 1992).

Le formaldéhyde a été décelé dans les gaz se dégageant des produits contenant cette substance, comme les panneaux de bois, les peintures au latex, les tapis neufs, les produits textiles et les résines. Des taux d'émission ont été calculés pour certaines de ces sources, mais il n'existe pas suffisamment de données pour déterminer les rejets totaux (Little et al., 1994; NCASI, 1994; Environnement Canada, 1995).

Des initiatives réglementaires et volontaires ont été mises en oeuvre afin de réduire les émissions des matériaux de construction et des ameublements, car il est reconnu qu'il s'agit des principales sources des concentrations élevées de formaldéhyde dans l'air intérieur. L'utilisation de la mousse isolante d'urée-formaldéhyde (MIUF) a été interdite au Canada en 1980. Des normes volontaires ont été établies dans le but de limiter les émissions de formaldéhyde provenant des panneaux de particules (ANSI A208.1-1993) et des panneaux de fibres à densité moyenne (PFDM) (ANSI A208.2-1994). D'après des renseignements fournis par l'Association des fabricants de panneaux de composites (auparavant la National Particleboard Association et l'Association canadienne des fabricants de panneaux de particules), l'utilisation de résines à faibles émissions et d'entraîneurs chimiques ainsi que l'amélioration du contrôle de la fabrication ont permis de réduire considérablement les taux d'émission du formaldéhyde présent dans les produits dérivés du bois (Tardif, 1998). L'Institut canadien du tapis a établi une ligne directrice volontaire pour les émissions des tapis, soit 0,05 mg/m² par heure (Piersol, 1995).

2.2.2.3 Formation secondaire

Le formaldéhyde se forme dans la troposphère à la suite de l'oxydation photochimique de nombreux types de composés organiques, y compris ceux que l'on retrouve dans la nature, comme le méthane (OMS,1989; U.S. EPA, 1993) et l'isoprène (Tanner et al., 1994), ainsi que de polluants provenant de sources mobiles et fixes, comme les alcanes, les alcènes (p. ex., l'éthène et le propène), les aldéhydes (p. ex., l'acétaldéhyde et l'acroléine) et les alcools (p. ex., l'alcool allylique, le méthanol et l'éthanol) (U.S. EPA, 1985; Atkinson et al., 1989 et 1993; Grosjean, 1990a et b, 1991a, b et c; Skov et al., 1992; Grosjean et al., 1993a et b, 1996a et b; Bierbach et al., 1994; Kao, 1994).

Compte tenu de la diversité et de l'abondance des précurseurs du formaldéhyde dans l'air urbain, la formation secondaire de cette substance dans l'atmosphère dépasse fréquemment les émissions directes des sources de combustion, notamment durant les épisodes de pollution photochimique de l'air, et elle peut contribuer jusqu'à 70 à 90 % de la concentration totale de formaldéhyde dans l'air (Grosjean, 1982; Grosjean et al., 1983; Lowe et Schmidt, 1983). En Californie, Harley et Cass (1994) ont estimé que la formation photochimique de formaldéhyde était plus importante que les émissions directes de cette substance à Los Angeles pendant la période estivale étudiée; l'hiver ou la nuit et tôt le matin, les émissions directes peuvent être plus importantes. C'est ce qu'on a observé au Japon, où les concentrations de formaldéhyde dans la région montagneuse centrale, au lieu d'être associées directement aux gaz d'échappement des véhicules à moteur, ont été reliées à l'oxydation photochimique des polluants anthropiques qui s'y trouvent en raison de leur transport à longue distance (Satsumabayashi et al., 1995).

2.3 Caractérisation de l'exposition

2.3.1 Devenir dans l'environnement

Les sections suivantes résument les données disponibles sur la distribution et le devenir du formaldéhyde rejeté dans l'environnement. On trouvera dans la publication d'Environnement Canada (1999a) de plus amples renseignements sur le devenir de cette substance.

2.3.1.1 Atmosphère

Le formaldéhyde rejeté dans l'atmosphère réagit principalement avec les radicaux hydroxyle (OH) qui se forment dans la troposphère à la suite d'une réaction photochimique ou subit une photolyse directe (Howard et al., 1991; U.S. EPA, 1993). Dans une moindre mesure, il réagit aussi avec les radicaux nitrate (NO3), les radicaux hydroperoxyle (HO₂), le peroxyde d'hydrogène (H₂O₂), l'ozone (O₃) et le chlore (Cl₂) ( U.S. EPA , 1993). De faibles quantités de formaldéhyde peuvent aussi être transportées dans la pluie, le brouillard et les nuages, ou être éliminées par dépôt sec (Warneck et al., 1978; Zafiriou et al., 1980; Howard, 1989; Atkinson et al., 1990; U.S. EPA, 1993).

En raison des constantes de vitesse et de la concentration des réactifs, on estime que la réaction avec le radical hydroxyle est le plus important processus de photo-oxydation (Howard et al., 1991; U.S. EPA, 1993). Les facteurs influant sur la durée de vie du formaldéhyde dans l'atmosphère, comme le moment du jour, l'intensité de la lumière solaire, la température, etc., sont en grande partie les mêmes qui ont un effet sur la disponibilité des radicaux hydroxyle et nitrate (U.S. EPA, 1993). En se fondant sur la constante de vitesse de la réaction avec le radical hydroxyle, on a déterminé que la demi-vie du formaldéhyde dans l'atmosphère variait entre 7,1 et 71,3 heures (Atkinson, 1985; Atkinson et al., 1990). Les produits de la réaction avec ce radical peuvent être l'eau (H₂O), l'acide formique (HCOOH), le monoxyde de carbone (CO) et le produit d'addition hydroperoxyle/formaldéhyde (HCO₃) (Atkinson et al., 1990).

La photolyse peut se faire par deux mécanismes. La plupart du temps, elle donne lieu à de l'hydrogène moléculaire stable et à du monoxyde de carbone. L'autre mécanisme produit le radical formyle (HCO) et un atome d'hydrogène (Lowe et al., 1980), qui réagissent rapidement avec l'oxygène pour donner le radical hydroperoxyle et du monoxyde de carbone. Dans bon nombre de conditions, les radicaux résultant de la photolyse du formaldéhyde sont la plus importante source nette de smog (U.S. EPA, 1993). À l'aide des constantes de vitesse de ces réactions et des valeurs de la radiation actinique, on a pu calculer que la demi-vie du formaldéhyde en raison de la photolyse était de 1,6 heure dans la basse troposphère à un angle zénythal solaire de 40° (Calvert et al., 1972). On a mesuré une demi-vie de 6 heures en simulant la lumière solaire (Lowe et al., 1980).

Pendant la nuit, il est probable que le formaldéhyde est détruit à la suite d'une réaction en phase gazeuse avec des radicaux nitrate (NRC, 1981); cette destruction est généralement plus importante dans les régions urbaines, où la concentration des radicaux nitrate est plus élevée que dans les régions rurales (Altshuller et Cohen, 1964; Gay et Bufalini, 1971). On a calculé que la demi-vie du formaldéhyde était de 160 jours pour une concentration atmosphérique moyenne de radicaux nitrate typique d'un centre urbain faiblement pollué (Atkinson et al., 1990), et qu'elle était de 77 jours en se fondant sur la mesure des constantes de vitesse (Atkinson et al., 1993). On a déterminé que l'acide nitrique (HNO₃) et le radical formyle étaient les produits de cette réaction; ces derniers réagissent rapidement avec l'oxygène atmosphérique pour donner du monoxyde de carbone et des radicaux hydroperoxyle, qui peuvent réagir avec le formaldéhyde pour donner de l'acide formique. Toutefois, en raison de cette réaction inverse rapide, il est probable que la réaction des radicaux nitrate avec le formaldéhyde n'entraîne pas de perte importante lorsqu'elle se produit dans la troposphère.

Les demi-vies globales du formaldéhyde dans l'atmosphère peuvent varier considérablement dans différentes conditions. La valeur du temps de séjour dans l'atmosphère de plusieurs villes américaines variait de 0, 3 heure, dans des conditions typiques d'une nuit d'hiver pluvieuse, à 250 heures, dans des conditions typiques d'une nuit d'été sans nuages (en présumant qu'il n'y avait aucune réaction avec les radicaux hydroperoxyle) (U.S. EPA, 1993). Durant le jour, par temps clair, le temps de séjour du formaldéhyde est déterminé principalement par sa réaction avec le radical hydroxyle. La photolyse a contribué dans une proportion de 2 à 5 % seulement à l'élimination du formaldéhyde.

Comme le temps de séjour du formaldéhyde pendant le jour est relativement court, la possibilité de transport à longue distance de cette substance est limitée. Toutefois, lorsque les composés organiques précurseurs du formaldéhyde sont transportés sur de longues distances, la formation secondaire de cette substance peut se produire loin des sources anthropiques réelles des précurseurs (Tanner et al., 1994).

En raison de sa forte solubilité dans l'eau, le formaldéhyde passe dans les nuages et les précipitations. D'après Atkinson (1990), le ratio de lavage du formaldéhyde (concentration dans la pluie/concentration dans l'atmosphère) est de 73 000 à 25 °C. Lorsque le ratio de lavage pour les composés organiques en phase gazeuse est supérieur à 105, on estime généralement qu'ils sont efficacement entraînés (ARB, 1993). Le ratio de lavage porte à croire que le dépôt humide (l'enlèvement des gaz et des particules par les précipitations) de formaldéhyde pourrait être un important processus d'élimination de cette substance dans la troposphère (Atkinson, 1989). Toutefois, d'après Zafiriou et al. (1980), seulement 1 % du formaldéhyde produit dans l'atmosphère à la suite de l'oxydation du méthane est éliminé par entraînement. Warneck et al. (1978) ont démontré que le lavage était important dans les régions polluées seulement. Néanmoins, il est probable que, en raison des dépôts humides, la durée de vie du formaldéhyde dans la troposphère peut être un peu plus courte que celle calculée en tenant compte des processus en phase gazeuse seulement.

2.3.1.2 Eau

Dans l'eau, le formaldéhyde s'hydrate rapidement pour former un glycol (CH₂(OH)₂). L'équilibre favorise presque entièrement le glycol (Dong et Dasgupta, 1986); les solutions très concentrées contiennent moins de 0,04 % en poids de formaldéhyde non hydraté (Kroschwitz, 1991). Dans les eaux de surface et souterraines, le formaldéhyde peut se biodégrader (U.S. EPA, 1985; Howard, 1989). Dans l'eau atmosphérique, le formaldéhyde ou son hydrate peuvent s'oxyder.

Le formaldéhyde est décomposé par diverses cultures microbiennes mixtes provenant des boues et des eaux d'égout (Kitchens et al., 1976; Verschueren, 1983; U.S. EPA, 1985). Dans l'eau d'un lac, le formaldéhyde s'est décomposé en 30 heures environ en milieu aérobie à 20 °C, et en 48 heures environ en milieu anaérobie (Kamata, 1966). En se fondant sur un jugement scientifique et sur les valeurs estimées de la demi-vie de biodégradation en milieu aqueux aérobie, Howard et al. (1991) ont calculé que la demi-vie du formaldéhyde variait de 24 à 168 heures dans les eaux de surface, et de 48 à 336 heures dans les eaux souterraines.

Lorsque le formaldéhyde présent dans l'air passe dans l'eau des nuages, l'eau du brouillard ou la pluie, il peut réagir avec des radicaux hydroxyle aqueux en présence d'oxygène pour donner de l'acide formique, de l'eau et de l'hydroperoxyde (aqueux). Le formaldéhyde glycol peut aussi réagir avec l'ozone (Atkinson et al., 1990).

2.3.1.3 Sédiments

En raison de la faible valeur de son K_co et de sa grande solubilité dans l'eau, il est probable que le formaldéhyde en milieu aqueux n'est pas adsorbé pour la peine sur les solides en suspension et les sédiments. La dégradation biotique et abiotique est probablement le processus important du devenir du formaldéhyde dans les sédiments (U.S. EPA, 1985; Howard, 1989).

2.3.1.4 Sol

Le form aldéh yde n' est probablement pas adsorbé pour la peine sur les particules du sol et, compte tenu de la valeur de son K_co, on considère qu'il est mobile dans ce milieu. D'après Kenaga (1980), on croit que les composés dont le K_co est <100 sont modérément mobiles. Le formaldéhyde peut être transporté dans les eaux de surface en raison du ruissellement, et dans les eaux souterraines à cause de la lixiviation. Les paramètres autres que le K_co qui influent sur sa lixiviation dans les eaux souterraines comprennent le type de sol, l'importance et la fréquence des chutes de pluie, la profondeur des eaux souterraines et la plus ou moins grande dégradation du formaldéhyde. Cette substance est susceptible d'être décomposée par divers microorganismes du sol (U.S. EPA, 1985). Howard et al. (1991) ont calculé que la demi-vie du formaldéhyde dans le sol était de 24 à 168 heures en se fondant sur les valeurs de la demi-vie de biodégradation en milieu aqueux aérobie.

2.3.1.5 Biote

Étant donné que le facteur de bioconcentration du formaldéhyde, soit 0,19, calculé à partir du logarithme de K_oe (0,65) est très faible (Veith et al., 1980; Hansch et Leo, 1981), il est probable que cette substance ne s'accumule pas dans l'organisme. On n'a observé aucune bioconcentration chez le poisson ou les crevettes (Stills et Allen, 1979; Hose et Lightner, 1980). Les calculs de modélisation et les observations empiriques de Thomann (1989) ne permettent pas de prédire une amplification aquatique dans la chaîne alimentaire.

2.3.1.6 Distribution dans l'environnement

La modélisation de la fugacité peut donner une idée de la principale réaction ainsi que des mécanismes de transfert d'un milieu à un autre et d'advection (sortie d'un système) du formaldéhyde et de sa distribution globale dans l'environnement. Un modèle en régime permanent et non équilibré (modèle de fugacité de niveau III) a été utilisé selon les méthodes mises au point par Mackay (1991) ainsi que par Mackay et Paterson (1991). Les hypothèses, les paramètres d'entrée et les résultats sont présentés dans Mackay et al. (1995) et Environnement Canada (1999a).

Le modèle utilisé indique que lorsque le formaldéhyde est continuellement rejeté dans un milieu, la plus grande partie se retrouvera probablement dans ce milieu en raison des propriétés physiques et chimiques de cette substance (Mackay et al., 1995; DMER et AEL, 1996). Toutefois, à cause des incertitudes liées à l'utilisation de la pseudo-solubilité, à l'hydratation dans l'eau et aux processus complexes de formation et de dégradation du formaldéhyde dans l'atmosphère, les estimations quantitatives de la distribution massique de cette substance ne sont pas jugées fiables.

2.3.2 Concentrations dans l'environnement

2.3.2.1 Atmosphère

2.3.2.1.1 Air ambiant

Les méthodes actuelles d'échantillonnage et d'analyse sont assez sensibles pour permettre de déceler le formaldéhyde dans la plupart des échantillons d'air ambiant (extérieur) au Canada. Cette substance a été décelée (limite de détection : 0,05 µg/m³) dans 3 810 des 3 842 échantillons de 24 heures prélevés dans 16 stations rurales, suburbaines et urbaines dans les six provinces étudiées d'août 1989 à août 1998 (Environnement Canada, 1999a). Les concentrations variaient entre des valeurs inférieures à la limite de détection (0,05 µg/m³) et un maximum de 27,5 µg/m³ dans le cas de huit stations urbaines (Montréal, Québec [deux stations]; Ottawa, Ontario; Windsor, Ontario [deux stations]; Toronto, Ontario; Winnipeg, Manitoba; Vancouver, B.C.), un maximum de 12,03 µg/m³ dans le cas de deux stations suburbaines (Saint-Jean, Nouveau-Brunswick; Montréal, Québec), un maximum de 9,11 µg/m³ dans le cas de deux stations rurales dont on a jugé qu'elles subissaient les effets d'influences urbaines ou industrielles (L'Assomption, Québec; Simcoe, Ontario) et un maximum de 9,88 µg/m³ dans le cas de quatre stations rurales jugées régionalement représentatives (parc Kejimkujik, Nouvelle-Écosse; Mont Sutton, Québec; Saint-Anicet, Québec; Egbert, Ontario). Dans ces stations, les concentrations moyennes à long terme (enregistrées pendant une période d'un mois à un an) variaient entre 0,78 et 8,76 µg/m³. C'est dans un échantillon d'air urbain prélévé le 8 août 1995 à Toronto, Ontario, qu'on a mesuré la plus forte concentration pendant 24 heures, soit 27,5 µg/m³. La valeur moyenne de six mesures de la concentration pendant 24 heures effectuée à cet endroit pendant la période de 30 jours s'étendant du 14 juillet au 12 août était de 22,15 µg/m³. Pour le formaldéhyde, les concentrations mensuelles moyennes regroupées calculées d'après les données des stations suburbaines et urbaines du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA) du Canada entre 1990 et 1998 sont les plus élevées entre juin et août (Santé Canada, 2000).

Des concentrations de formaldéhyde ont été mesurées dans 96 échantillons d'air prélevés (pendant une période de 12 à 25 heures) sur les toits des édifices de quatre stations dans les zones urbaine, résidentielle et industrielle de Prince-Rupert, C.-B., en 1994 et 1995. Elles variaient de 0,08 à 14,7 µg/m³ (limite de détection : 0,03 µg/m³). Les moyennes déclarées variaient entre 0,73 et 3,94 µg/m³ (SEAM Database, 1996).

Les concentrations trimestrielles moyennes de formaldéhyde dans l'air extérieur pendant la période s'étendant de 1990 à 1998 ont été calculées dans le cas de deux stations suburbaines (à Montréal et à Vancouver) et urbaines (à Ottawa et à Toronto) du RNSPA, et on a cherché à savoir s'il existait des tendances temporelles. Il n'existe pas de preuve que les concentrations ont systématiquement augmenté ou diminué dans ces stations pendant cette période de 9 ans (Santé Canada, 2000).

Le formaldéhyde a aussi été mesuré dans 108 échantillons prélevés pendant 6 heures, 4 fois par jour, du 1er au 28 août 1993, à Chebogue Point, Nouvelle-Écosse. Les concentrations variaient entre moins de 0,6 µg/m³ et environ 4,2 µg/m³ (aucune limite de détection spécifiée) (Tanner et al., 1994). On a présumé que cette zone était touchée non seulement par des sources locales, mais aussi par des masses d'air transportant des composés chimiques précurseurs en provenance du nord-est des États-Unis.

En 1992, dans un endroit extrêmement éloigné (Alert, Nunavut), pendant l'hiver sans soleil et le printemps ensoleillé, les concentrations dans des échantillons prélevés pendant 5 minutes dans l'atmosphère variaient entre 0,04 et 0,84 µg/m³ (limite de détection : 0,04 mg/m³), et la moyenne était de 0,48 µg/m³ (De Serves, 1994).

Les concentrations de formaldéhyde ont été déterminées dans l'air au voisinage d'une usine de produits forestiers. Pour les périodes de mars à juin 1995, de juillet à septembre 1995 et d'octobre 1995 à mars 1996, les concentrations maximales moyennes pendant 24 heures étaient respectivement de 3,01, 1,71 et 4,40 µg/m³ (aucune limite de détection spécifiée) (Environnement Canada, 1997c).

2.3.2.1.2 Air intérieur

Il existe peu de données réce ntes sur les con centrations de formaldéhyde dans l'air intérieur des habitations au Canada. Par contre, dans les années 70 et 80 (Gouvernement du Canada, 1982), on a effectué un grand nombre de mesures du formaldéhyde dans l'air intérieur des maisons canadiennes pour donner suite aux préoccupations formulées au sujet des émissions de formaldéhyde dues à la MIUF. On a jugé que ces données plus anciennes, qui indiquaient la forte teneur en formaldéhyde de l'air intérieur des maisons « à problème », n'étaient pas représentatives des concentrations dans l'air intérieur auxquelles la population générale est actuellement exposée.

On a examiné les données de sept études réalisées au Canada de 1989 à 1995 et portant sur les concentrations de formaldéhyde dans l'air intérieur des habitations (Santé Canada, 2000). En dépit des différences dans le mode et la durée d'échantillonnage (c'est-à-dire un échantillonnage actif pendant 24 heures ou passif pendant 7 jours), les distributions des concentrations étaient semblables dans cinq des études. La médiane, la moyenne arithmétique, le 95e percentile et le 99e percentile des concentrations pour les données regroupées (n = 151 échantillons) de ces cinq études étaient respectivement de 30, 36, 85 et 116 µg/m³ (Santé Canada, 2000). De semblables concentrations ont été mesurées dans l'air intérieur des habitations d'autres pays.

Dans certaines de ces études, on a mesuré simultanément le formaldéhyde présent dans l'air extérieur et intérieur d'habitations canadiennes. Les concentrations moyennes étaient dix fois plus élevées dans l'air intérieur, ce qui a indiqué la présence de sources de formaldéhyde dans les habitations et confirmé des résultats semblables obtenus dans d'autres pays (OMS, 1989; ATSDR, 1999). Certaines de ces études ont mentionné la présence de fumée de tabac ambiante (FTA) dans les résidences échantillonnées, mais rien ne portait à croire que les concentrations de formaldéhyde étaient plus élevées dans celles où il y avait de la FTA. Le composé carbonylé le plus abondant dans le courant de fumée central et la fumée de cigarette secondaire est l'acétaldéhyde, et non pas le formaldéhyde. D'après des données provenant des États-Unis et d'autres pays, la FTA n'augmente pas les concentrations de formaldéhyde dans l'air intérieur, sauf dans les endroits où l'on fume beaucoup et qui sont peu ventilés (Godish, 1989; Guerin et al., 1992).

Les données canadiennes existantes sont insuffisantes pour déterminer dans quelle mesure d'autres sources de combustion (p. ex., les poêles à bois, les véhicules dans les garages attenants) ou d'autres sources potentielles (p. ex., les meubles ou les matériaux de construction) contribuent aux concentrations de formaldéhyde mesurées dans l'air intérieur.

2.3.2.2 Eau

2.3.2.2.1 Eau potable

Des données représentatives sur les concentrations de formaldéhyde dans l'eau potable au Canada n'étaient pas disponibles. La concentration de cette substance dépend probablement de la qualité de l'eau de la source brute et des différentes étapes du procédé d'épuration (Krasner et al., 1989). L'ozonisation peut occasionner une légère augmentation de la concentration de formaldéhyde dans l'eau potable, mais une épuration subséquente peut la faire diminuer (Huck et al., 1990). On a trouvé des concentrations élevées de formaldéhyde dans des maisons américaines dont la plomberie comprenait des coudes et des tés en polyacétal. Normalement, un revêtement protecteur intérieur empêche l'eau d'entrer en contact avec la résine polyacétal (Owen et al., 1990). Toutefois, si le stress régulièrement exercé sur les canalisations d'alimentation occasionne la cassure ou la fracture du revêtement, l'eau peut entrer directement en contact avec la résine. Les concentrations de formaldéhyde dans l'eau sont largement déterminées par le temps de séjour de cette dernière dans les canalisations. D'après Owen et al. (1990), pour un taux normal d'utilisation de l'eau dans les domiciles occupés, la concentration de formaldéhyde est d'environ 20 µg/L. En général, les concentrations de formaldéhyde dans l'eau potable sont probablement inférieures à 100 µg/L (OMS, 1989; CIRC, 1995).

2.3.2.2.2 Eaux de surface

Les concentrations de formaldéhyde dans l'eau brute de la rivière Saskatchewan Nord ont été mesurées à la station d'épuration de l'eau de Rossdale, Edmonton, Alberta. De mars 1989 à janvier 1990, elles ont été en moyenne de 1,2 µg/L, et leur valeur maximale, de 9,0 µg/L. Ces concentrations ont été influencées par des épisodes climatiques comme le ruissellement des eaux de fonte, les précipitations importantes et l'arrivée de l'hiver, comme le montrent les augmentations de concentration pendant le ruissellement des eaux de fonte et les précipitations importantes, et les diminutions de concentration (<0,2 µg/L) à la suite du gel des cours d'eau (Huck et al., 1990).

Anderson et al. (1995) ont mesuré les concentrations de formaldéhyde dans l'eau brute de trois stations pilotes d'épuration de l'eau en Ontario. L'étude portait sur trois types distincts d'eaux de surface possédant diverses caractéristiques et subissant des influences régionales variées : une voie navigable dont l'eau était modérément dure et sur laquelle l'exploitation agricole produisait des effets (la rivière Grand à Brantford), une rivière dont l'eau était douce et colorée (la rivière des Outaouais à Ottawa), et un cours d'eau typique des voies navigables des Grands Lacs (la rivière Détroit à Windsor), pour lequel les valeurs de la plupart des paramètres étaient modérés. Dans les échantillons d'eau brute prélevés le 2 décembre 1993 et le 15 février 1994 dans la rivière Détroit, les concentrations étaient respectivement inférieures à la limite de détection (1,0 µg/L) et de 8,4 µg/L. Dans trois échantillons prélevés dans la rivière des Outaouais entre le12 avril et le 7 juin 1994, les concentrations étaient inférieures à la limite de détection (1,0 µg/L). La rivière Grand a été échantillonnée à sept dates différentes entre le 11 mai et le 21 juin 1994, et la moyenne des concentrations mesurées était de 1,1 µg/L.

2.3.2.2.3 Effluents

La plupart des permis ou des contrôles industriels relatifs aux rejets des effluents ne prévoient pas de mesures régulières du formaldéhyde. Un récent suivi d'installations déclarant des rejets a permis de constater que celles qui rejetaient auparavant leurs effluents dans les eaux de surface les acheminent maintenant aux stations municipales d'épuration des eaux usées ou les traitent au moyen de boues activées avant de les rejeter dans l'environnement, ce qui réduit ou élimine les rejets de formaldéhyde. La plus forte concentration mentionnée par l'une des quatre installations qui ont déclaré des rejets pour 1997 (Environnement Canada, 1999b) était une moyenne de 325 µg/L pendant un jour et une moyenne de 240 µg/L pendant quatre jours (Environnement Canada, 1999a).

2.3.2.2.4 Eaux souterraines

Les eaux souterraines d'un emplacement où du formaldéhyde était pro duit et ut ilisé ont fait l'objet d'une étroite surveillance. De novembre 1991 à février 1992 (Environnement Canada, 1997c), les concentrations de formaldéhyde dans 10 échantillons étaient inférieures à la limite de détection (50 µg/L), et dans 43 autres, elles variaient entre 65 et 690 000 µg/L (moyenne d'échantillons dédoublés). Ces données ont été recueillies dans le cadre d'un programme de surveillance visant à délimiter la contamination des eaux souterraines à l'installation et ont été utilisées pour mettre au point un système de confinement et de récupération des eaux souterraines. On n'a pas décelé de formaldéhyde dans les échantillons prélevés à l'extérieur de la zone contaminée. Les étangs pour les rejets de formaldéhyde ne sont plus utilisés et ont été recouverts, et les eaux usées sont maintenant traitées dans une unité d'épuration des effluents (Environnement Canada, 1999a).

Des analyses trimestrielles d'échantillons prélevés dans cinq puits de surveillance sur la propriété d'une fabrique de résines UF ont été effectuées en 1996 et 1997. Les concentrations variaient entre des valeurs inférieures à la limite de détection (50 µg/L) et 8 200 µg/L, et la médiane était de 100 µg/L. Les concentrations mesurées dans les différents puits ont indiqué qu'il y avait peu de dispersion au voisinage de la source de contamination (Environnement Canada, 1997c).

Dans des échantillons provenant de huit puits de surveillance à l'endroit où se trouve une fabrique d'isolants en fibre de verre, les concentrations mesurées le 24 mars 1997 variaient entre des valeurs inférieures à la limite de détection (5 µg/L) et 190 µg/L. Les données sur les eaux souterraines pour 1996 indiquent que les concentrations variaient entre des valeurs inférieures à la limite de détection (0,5 à 5,4 µg/L) et pouvant aller jusqu'à 120 µg/L.

Toutefois, d'après l'examen des méthodes d'analyse employées, il se peut que ces résultats ne soient pas fiables (Environnement Canada, 1997c).

Des échantillons d'eau souterraine ont été prélevés dans des puits en aval de six cimetières en Ontario. Leur concentration en formaldéhyde variait entre 1 et 30 µg/L (aucune limite de détection spécifiée). Ces valeurs pourraient être des surestimations, car la concentration mesurée dans un échantillon témoin était de 7,3 µg/L (Chan et al., 1992).

2.3.2.2.5 Eau dans l'atmosphère

Bien qu'il n'existe pas de données canadiennes à ce sujet, les concentrations de formaldéhyde dans la pluie, la neige, le brouillard et l'eau des nuages ont été mesurées dans d'autres pays. Dans la pluie, elles variaient entre 0,44 µg/L (près de Mexico) et 3 003 µg/L (pendant la saison sèche au Venezuela). Les concentrations moyennes variaient de 77 µg/L (en Allemagne) à 321 µg/L (pendant la saison humide au Venezuela). Dans la neige, les concentrations de formaldéhyde variaient entre 18 et 901 µg/L en Californie, et en Allemagne, la concentration moyenne était de 4,9 µg/L. Dans l'eau du brouillard, des concentrations variant entre 480 et 17 027 µg/L ont été mesurées dans la vallée du Po, en Italie, et la concentration moyenne était de 3 904 µg/L (Environnement Canada, 1999a).

2.3.2.3 Sédiments

On n'a relevé aucune donnée sur les concentrations de formaldéhyde dans les sédiments au Canada.

2.3.2.4 Sol

Les concentrations dans le sol ont été mesurées près des usines qui utilisent des résines phénol-formaldéhyde. À une fabrique de contreplaqué, six échantillons de sol prélevés en 1991 contenaient du formaldéhyde dont les concentrations variaient entre 73 et 80 mg/kg; la moyenne était de 76 mg/kg (aucune limite de détection spécifiée) (Alberta Environmental Protection, 1996). À une fabrique d'isolants en fibre de verre, on n'a pas décelé de formaldéhyde (limite de détection de 0,1 mg/kg) dans les échantillons de sol prélevés en 1996 à six profondeurs dans quatre zones industrielles sur place. On n'a pas non plus décelé de formaldéhyde dans des échantillons prélevés dans une zone non industrielle à 120 km de la fabrique.

2.3.2.5 Biote

On n'a relevé aucune donnée sur les concentrations de formaldéhyde dans le biote canadien.

2.3.2.6 Aliments

Aucune recherche systématique n'a été faite au sujet des concentrations de formaldéhyde dans divers produits alimentaires afin de calculer l'exposition de la population (Santé Canada, 2000). Bien que cette substance soit un constituant naturel d'une variété de ces produits (OMS, 1989; CIRC, 1995), la surveillance a généralement été sporadique et exercée à l'égard des sources. Les données disponibles portent à croire que les plus fortes concentrations de formaldéhyde naturellement présent dans les aliments (c'est-à-dire jusqu'à 60 mg/kg) se retrouvent dans certains fruits (Möhler et Denbsky, 1970; Tsuchiya et al., 1975) et poissons marins (Rehbein, 1986; Tsuda et al., 1988).

Dans les poissons marins et les crustacés morts, il se forme du formaldéhyde à la suite de la réduction enzymatique de l'oxyde de triméthylamine en formaldéhyde et en diméthylamine (Sotelo et al., 1995). Du formaldéhyde peut se former pendant le vieillissement et la détérioration de la chair de poisson, mais de fortes quantités de cette substance ne s'accumulent pas dans les tissus du poisson parce que le formaldéhyde se transforme ensuite en d'autres composés chimiques (Tsuda et al., 1988). Toutefois, le formaldéhyde s'accumule pendant l'entreposage frigorifique de certaines espèces de poisson, y compris la morue, le lieu jaune et l'aiglefin (Sotelo et al., 1995). Le formaldéhyde qui se forme dans le poisson réagit avec les protéines et rend ensuite les muscles coriaces (Yasuhara et Shibamoto, 1995), ce qui porte à croire que le poisson dont la teneur en formaldéhyde est la plus élevée (p. ex., 10 à 20 mg/kg) est une source de nourriture humaine qui n'est pas agréable au goût. On n'a relevé aucune donnée sur la quantité de formaldéhyde présent dans les poissons d'eau douce, les poissons marins ou les mollusques et crustacés au Canada.

De très fortes concentrations de formaldéhyde (jusqu'à 800 mg/kg) ont été signalées dans des jus de fruits et de légumes en Bulgarie (Tashkov, 1996); toutefois, il n'est pas évident que ces concentrations élevées soient dues à la transformation. L'industrie du sucre utilise du formaldéhyde pour empêcher la croissance de bactéries pendant la production du jus (ATSDR, 1999). Dans une étude menée par Agriculture Canada, les concentrations de formaldéhyde étaient plus élevées dans la sève des érables auxquels on avait injecté du paraformaldéhyde pour empêcher la croissance de bactéries dans les entailles (Baraniak et al., 1988). Le sirop d'érable ainsi obtenu contenait jusqu'à 14 mg/kg de formaldéhyde, comparativement à 1 mg/kg pour le sirop des érables non traités.

Dans d'autres aliments transformés, les plus fortes concentrations de formaldéhyde ont été mesurées dans la couche extérieure du jambon fumé (Brunn et Klostermeyer, 1984) ainsi que dans certaines vari&eacute ;tés de fromage italie n, où l'utilisation de cette substance comme agent bactériostatique est permise en vertu d'un règlement (Restani et al., 1992). L'hexaméthyl-ènetétramine, un complexe constitué de formaldéhyde et d'ammoniac qui se décompose lentement en ses constituants en milieu acide, a été utilisé comme additif alimentaire dans les produits du poisson comme le hareng et le caviar dans les pays scandinaves (Scheuplein, 1985).

Dans diverses boissons alcoolisées, les concentrations de formaldéhyde variaient de 0,04 à 1,7 mg/L au Japon (Tsuchiya et al., 1994) et de 0,02 à 3,8 mg/L au Brésil (de Andrade et al., 1996). Dans des travaux moins récents réalisés au Canada, Lawrence et Iyengar (1983) ont comparé les concentrations de formaldéhyde dans les boissons gazeuses ou cola en bouteille et en cannette (de 7,4 à 8,7 mg/kg) et dans la bière (de 0,1 à 1,5 mg/kg), et ils ont conclu que la teneur en formaldéhyde des boissons en cannette n'augmentait pas pour la peine en raison du recouvrement intérieur en plastique des contenants métalliques. Aux États-Unis, les concentrations étaient de 3,4 et 4,5 mg/kg dans le café infusé, et de 10 et 16 mg/kg dans le café instantané (Hayashi et al., 1986). Ces concentrations indiquent les quantités de formaldéhyde présentes dans les boissons consommées.

Les données de plusieurs études indiquent que le formaldéhyde peut être présent en faibles concentrations dans divers aliments préparés et que différentes méthodes de cuisson peuvent être à l'origine des concentrations élevées de formaldéhyde que l'on retrouve parfois dans l'air intérieur (Santé Canada, 2000). Les résultats de récents travaux réalisés aux États-Unis ont permis de constater que le taux d'émission de formaldéhyde pour la viande grillée sur charbon de bois comparativement au gaz naturel dans une installation commerciale (c'est-à-dire 1,38 g/kg de viande grillée) était plus élevé que les taux d'émission de tous les autres COV mesurés, exception faite de l'éthylène (Schauer et al., 1999).

Dans l'industrie des aliments pour animaux, du formaldéhyde est ajouté aux aliments des ruminants pour en améliorer la manipulation. Ce mélange alimentaire contient moins de 1 % de formaldéhyde, et les animaux peuvent ingérer jusqu'à 0,25 % de formaldéhyde dans leur régime (Scheuplein, 1985). De la formaline a été ajoutée comme agent de conservation au lait écrémé dont on alimente les porcs au Royaume-Uni (Florence et Milner, 1981) et au petit-lait (dérivé de la fabrication de cheddar et de cottage) dont on nourrit les veaux et les vaches au Canada. Les concentrations maximales dans le lait des vaches nourries avec du petit-lait contenant la plus forte concentration de formaline mesurée (0,15 %) étaient jusqu'à 10 fois plus élevées (0,22 mg/kg) que celles dans le lait des vaches témoins nourries au petit-lait sans formaline (Buckley et al., 1986 et 1988). Dans une étude plus récente, on a déterminé les concentrations de formaldéhyde dans le lait commercial à 2 % et dans le lait frais de vaches dont l'alimentation diversifiée totale était caractéristique d'une exploitation laitière nord-américaine. Les concentrations dans le lait frais (de vaches Holstein traites le matin) variaient entre 0,013 et 0,057 mg/kg, et la concentration moyenne (n = 18) était de 0,027 mg/kg; pour ce qui est du lait transformé (contenant 2 % de matières grasses du lait, partiellement écrémé et pasteurisé), les concentrations variaient entre 0,075 et 0,255 mg/kg, et la concentration moyenne (n = 12) était de 0,164 mg/kg. Les concentrations un peu plus élevées dans le lait commercial à 2 % ont été attribuées à la technique de transformation, à l'emballage et au stockage, mais ces facteurs n'ont pas été examinés davantage (Kaminski et al., 1993).

On ne sait pas dans quelle mesure le formaldéhyde présent dans divers aliments est assimilable après l'ingestion.

2.3.2.7 Produits de consommation

Le formaldéhyde et ses dérivés sont présents dans divers produits de consommation (Preuss et al., 1985) afin d'empêcher qu'ils soient avariés en raison d'une contamination microbienne. Le formaldéhyde est utilisé comme agent de conservation dans les nettoyants domestiques, les détergents à vaisselle, les adoucissants, les produits d'entretien des chaussures, les shampooings et les cires pour les automobiles, les nettoyants pour tapis, etc. (OMS, 1989). Les concentrations de formaldéhyde dans les détergents pour le lavage de la vaisselle à la main et les démaquillants liquides disponibles au Canada sont inférieures à 0,1 % (en poids/poids) (McDonald, 1996).

Le formaldéhyde a été utilisé dans l'industrie des cosmétiques à trois fins principales : la conservation des produits cosmétiques et des matières premières contre la contamination microbienne, certains traitements cosmétiques comme le durcissement des ongles et la désinfection des installations et de l'équipement (Jass, 1985). Le formaldéhyde est aussi utilisé comme agent antimicrobien dans les préparations pour les cheveux, les lotions (p. ex., pour le bronzage et la peau sèche), les produits de maquillage et les rince-bouche, et on en trouve aussi dans la crème pour les mains, les produits pour le bain, le mascara et les produits de maquillage pour les yeux, les ramollissants des cuticules, les crèmes pour les ongles, les désodorisants vaginaux et la crème à raser (OMS, 1989; ATSDR, 1999).

Certains agents de conservation dégagent du formaldéhyde. Le dégagement de formaldéhyde à la suite de leur décomposition dépend surtout de la température et du pH. Flyvholm et Andersen (1993) ont obtenu de la Danish Product Register Data Base (PROBAS) des renseignements sur les catégories de produits et les concentrations types pour les produits chimiques contenant du formaldéhyde et les substances qui dégagent du formaldéhyde. Les nettoyants industriels et domestiques, les savons, les shampooings, les peintures et les laques ainsi que les fluides de coupe étaient les catégories de produits les plus fréquentes pour les substances qui dégagent du formaldéhyde. Les trois substances le plus souvent mentionnées qui dégagent du formaldéhyde étaient le bromonitropropanediol, le bromonitrodioxane, et le chlorure de chloroallylhexaminium (Flyvholm et Andersen, 1993).

La fumée du tabac contient du formaldéhyde. Dans plusieurs pays, dont le Canada, un certain nombre de protocoles différents pour les cigarettes ont permis de calculer des facteurs d'émission pour le formaldéhyde (p. ex., en µg/cigarette) présent dans la fumée principale et dans la fumée secondaire ainsi que dans la FTA.

Les facteurs d'émission pour le formaldéhyde présent dans la fumée principale de 26 marques américaines comprenant des cigarettes sans filtre, avec filtre et au menthol de diverses longueurs variaient entre 73,8 et 283,8 µg/cigarette (Miyake et Shibamoto, 1995). Les différences de concentrations correspondent aux différences entre les types et les marques de tabac. Récemment, le ministère de la Santé de la Colombie-Britannique a effectué des essais sur 11 marques de cigarettes canadiennes. Les facteurs d'émission pour le formaldéhyde présent dans la fumée principale variaient entre 8 et

50 µg/cigarette, et les protocoles d'essai étaient normalisés (ministère de la Santé de la Colombie-Britannique, 1998).

Les concentrations de formaldéhyde sont plus élevé es dans la fum ée second aire que dans la fumée principale. D'après Guerin et al. (1992), chaque cigarette populaire vendue aux États-Unis produit une fumée secondaire contenant environ de 1 000 à 2 000 µg de formaldéhyde. Schlitt et Knöppel (1989) ont calculé que, pour une seule marque italienne, la teneur moyenne (n = 5) en formaldéhyde de la fumée secondaire était de 2 360 µg/cigarette. Les résultats d'esssais effectués par le ministère de la Santé de la Colombie-Britannique sur 11 marques de cigarettes canadiennes indiquent que les facteurs d'émission pour le formaldéhyde présent dans la fumée secondaire variaient entre 368 et 448 µg/cigarette (ministère de la Santé de la Colombie-Britannique, 1998).

On a aussi calculé les facteurs d'émission pour les substances toxiques présentes dans la FTA plutôt que dans la fumée principale ou la fumée secondaire, en partie parce que l'on craignait que les facteurs d'émission pour la fumée secondaire seraient possiblement trop faibles pour des composés chimiques réactifs comme le formaldéhyde, en raison des pertes qui se produisent dans les divers appareils utilisés afin de déterminer les facteurs d'émission pour la fumée secondaire. Daisey et al. (1994) ont mentionné que les facteurs d'émission pour le formaldéhyde présent dans la FTA de six cigarettes commerciales américaines variaient entre 958 et 1 880 µg/cigarette, et que la moyenne était de 1 310 ± 349 µg/cigarette. On n'a pas relevé de données sur les facteurs d'émission pour le formaldéhyde présent dans la FTA des cigarettes canadiennes.

2.3.2.8 Vêtements et tissus

Les agents qui dégagent du formaldéhyde rendent les textiles infroissables et ignifuges et leur donnent une stabilité dimensionnelle; ils servent aussi de liants dans l'impression des textiles (Priha, 1995). Des résines à pressage durable ou permanent contenant du formaldéhyde ont été utilisées pour les tissus en coton et en coton-polyester depuis le milieu des années 20 pour qu'ils ne se froissent pas quand on les porte ou les lave. Hatch et Maibach (1995) ont relevé l'utilisation de neuf importantes résines qui dégagent plus ou moins de formaldéhyde lorsque les tissus sont portés et utilisés.

Des résines à base de formaldéhyde, comme la résine UF, ont déjà été plus souvent utilisées pour rendre les tissus infroissables (Priha, 1995), mais récemment, de meilleurs apprêts dégageant moins de formaldéhyde ont été mis au point. Des agents de réticulation totalement exempts de formaldéhyde sont maintenant disponibles, et certains pays ont limité en loi la teneur en formaldéhyde des produits textiles. D'après Hatch et Maibach (1995), en 1990, 27 % des tissus à pressage durable fabriqués aux États-Unis contenaient des résines dégageant beaucoup de formaldéhyde, soit deux fois moins qu'en 1980. Scheman et al. (1998) ont mentionné que la teneur moyenne en formaldéhyde libre des textiles fabriqués aux États-Unis était d'environ 100 à 200 ppm.

Piletta-Zanin et al. (1996) ont étudié la présence de formaldéhyde dans le papier hygiénique humide pour bébé, et ils ont testé 10 des produits les plus fréquemment vendus en Suisse. Un des produits contenait plus de 100 ppm (µg/g) de formaldéhyde, cinq, de 30 à 100 ppm, et les quatre autres, moins de 30 ppm.

2.3.2.9 Matériaux de construction

Il est reconnu depuis longtemps que les dégagements de formaldéhyde provenant des matériaux de construction contribuent de façon importante aux concentrations élevées de cette substance fréquemment mesurées dans l'air intérieur. Des nombreux matériaux utilisés pour la construction, la plus importante source intérieure de formaldéhyde a toujours été la MIUF, que l'on obtient par aération d'un mélange de résine UF et d'une solution aqueuse de surfactant contenant un catalyseur de durcissement (Meek et al., 1985). La MIUF a été interdite au Canada en 1980 et aux États-Unis en 1982, mais dans ce dernier pays, l'interdiction a ensuite été levée.

On croit maintenant que les produits en bois aggloméré (c'est-à-dire les panneaux de particules, les PFDM et les contreplaqués de bois de feuillus) sont les principales sources de la contamination des habitations par le formaldéhyde (Godish, 1988; Etkin, 1996). Les produits en bois aggloméré sont liés avec une résine UF, et c'est cet adhésif qui est à l'origine des dégagements de formaldéhyde dans l'air intérieur. Le taux d'émission pour le formaldéhyde est fortement influencé par la nature du matériau. En général, ce sont des produits du bois nouvellement fabriqués qui dégagent le plus de formaldéhyde. Les émissions diminuent avec le temps et, après un certain nombre d'années, elles sont très faibles (Godish, 1988).

Les concentrations de formaldéhyde dans l'air intérieur dépendent principalement des facteurs reliés à la source, dont la puissance, des facteurs de charge et de la présence de sources diverses (Godish, 1988). Actuellement, la meilleure façon d'évaluer la puissance de la source des matériaux et des produits intérieurs consiste à déterminer leurs taux d'émission (Tucker, 1990). Les taux d'émission pour le formaldéhyde présent dans les produits en bois aggloméré calculés au moyen d'essais en laboratoire au Canada (Figley et Makohon, 1993; Piersol, 1995), au Royaume-Uni (Crump et al., 1996) et aux États-Unis (Kelly et al., 1999) sont maintenant généralement inférieurs à 0,3 mg/m² par heure (Santé Canada, 2000).

La quantité de formaldéhyde qui se dégage des matériaux en bois aggloméré est plus grande dans les maisons mobiles que dans les habitations classiques parce que, en général, le rapport de charge de ces matériaux dans les maisons mobiles est plus élevé (p. ex., il dépasse 1 m2/m³). En outre, les maisons mobiles peuvent être peu ventilées, leur isolation est minimale et elles se trouvent souvent dans des endroits exposés sujets à des températures extrêmes (Meyer et Hermanns, 1985).

On a étudié la possibilité d'utiliser des entraîneurs chimiques (p. ex., l'urée) pour éliminer le formaldéhyde qui ne réagit pas pendant le processus de durcissement afin de réduire les émissions de cette substance. D'autres réactifs pourraient servir à modifier chimiquement le formaldéhyde en un dérivé non toxique, ou à le transformer en un produit de réaction non volatil. On a aussi essayé de trouver des agents qui peuvent sceller efficacement la résine et empêcher le formaldéhyde résiduel de s'échapper (Tabor, 1988). Des enduits et des traitements de surface (p. ex., des stratifiés décoratifs en papier et en vinyle) peuvent avoir un effet appréciable sur les dégagements gazeux d'un matériau original et, dans certains cas, réduire d'un ordre de grandeur les taux d'émission du formaldéhyde présent dans les produits en bois aggloméré (Figley et Makohon, 1993; Kelly et al., 1999). Par contre, on a mentionné que le durcissement de certains vernis de conversion offerts sur le marché (aussi connus sous le nom de vernis acides-catalyseurs) donnait lieu à de forts dégagements de formaldéhyde. Pour un produit, on a déterminé que le taux initial d'émission du formaldéhyde était de 29 mg/m² par heure (McCrillis et al., 1999).

Les taux d 'émission pour le formaldéhyde présent dans les tapis et les dossiers de tapis, les couvre-planchers en vinyle et les revêtements muraux sont maintenant généralement inférieurs à 0,1 mg/m² par heure (Santé Canada, 2000).

2.4 Caractérisation des effets

2.4.1 Écotoxicologie

Voici un bref résumé des organismes les plus sensibles pour les paramètres terrestres et aquatiques. Une description plus détaillée des données disponibles sur les effets environnementaux est fournie dans plusieurs rapports de synthèse (NRC, 1982; OMS, 1989; RIVM, 1992) ainsi que dans les bases de données mentionnées à l'annexe A.

2.4.1.1 Organismes terrestres

L'effet le plus marquant sur les organismes terrestres exposés au formaldéhyde présent dans l'air a été l'augmentation de la croissance des pousses, mais non des racines, du haricot (Phaseolus vulgaris); les concentrations moyennes étaient de 78, 128, 239 et 438 µg/m³ (le jour : 25 °C, 40 % d'humidité; la nuit : 14 °C, 60 % d'humidité). La durée de l'exposition était de 7 heures par jour, 3 jours par semaine, et 4 semaines à compter de l'apparition du premier bourgeon, 20 jours après l'émergence (Mutters et al., 1993). Les auteurs ont conclu qu'il n'y avait pas d'effets nuisibles à court terme, mais on a dit qu'un déséquilibre entre la croissance des pousses et celle des racines pouvait rendre une plante plus vulnérable aux stress environnementaux comme la sécheresse parce que le système radiculaire ne suffirait pas à fournir assez d'eau et d'éléments nutritifs pour la croissance normale de la plante (Barker et Shimabuku, 1992). D'autres effets marquants sur la végétation terrestre comprennent une importante réduction de la longueur du tube pollinique du lis (Lilium longiflorum) à la suite d'une exposition de 5 heures au formaldéhyde présent dans l'air à une concentration de 440 µg/m³; l'inhibition totale de l'allongement du tube pollinique s'est produite à une concentration de 1 680 µg/m³ (Masaru et al., 1976). Une exposition de 5 heures à une concentration de 840 µg/m³ a causé de faibles signes atypiques d'endommagement chez la luzerne (Medico sativa), mais n'a pas endommagé l'épinard (Spinacia oleracea), la betterave (Beta vulgaris) ni l'avoine (Avena sativa) (Haagen-Smit et al., 1952).

Les effets sur les plantes exposées au formaldéhyde présent dans le brouillard ont été aussi étudiés. Des semis de blé d'automne (Triticum aestivum), de peuplier faux-tremble (Populus tremuloides), de navette (Brassica rapa) et de pitchpin américain (Pinus elliotti) ont été exposés au formaldéhyde présent dans le brouillard à des concentrations de 0, 9 000 ou de 27 000 µg/L pendant 4,5 heures par nuit, 3 nuits par semaine et 40 jours. Au moyen d'une constante non spécifiée de la loi d'Henry, on a calculé que les concentrations correspondantes de formaldéhyde dans la phase gazeuse atmosphérique étaient respectivement de 0,18 et de 54 µg/m³. Chez la navette cultivée dans un brouillard contenant du formaldéhyde, on a observé une importante réduction (p ≤ 0,1) de la superficie foliaire, du poids sec des feuilles et de la tige ainsi que du nombre de fleurs et de siliques matures (gousses qui produisent des graines) comparativement aux plantes témoins. Chez le pitchpin américain, on a constaté une importante augmentation de la croissance des aiguilles et de la tige. On n'a observé aucun effet sur le blé ou le peuplier faux-tremble aux concentrations testées (Barker et Shimabuku, 1992).

Le formaldéhyde est un désinfectant efficace qui tue les microorganismes comme les bactéries, les virus, les champignons et les parasites à des concentrations relativement élevées (OMS, 1989). La totalité des spores provenant de cultures de diverses espèces d'Aspergillus, de Scopulariopsis et de Penicillium crustosum ont été tuées après avoir été exposées pendant 24 heures à 2 ppm (2 400 µg/m³) de formaldéhyde gazeux (Dennis et Gaunt, 1974). Dans une étude sur la fumigation, le taux de mortalité des spores de Bacillus globigii a augmenté de faible à élevé à des concentrations de formaldéhyde variant entre 50 000 et 400 000 µg/m³ respectivement. L'humidité (>50 %) semble réduire le délai avant la mort (Cross et Lach, 1990).

En ce qui concerne les invertébrés terrestres, des nématodes dans la tourbe ont été tués par fumigation au moyen d'une solution contenant 370g de formaldéhyde/L appliquée à raison de 179 mL/m³ (66 g/m³) (Lockhart, 1972). Des solutions à 1 et à 5 % de formaline (contenant 37 % de formaldéhyde) ont respectivement détruit les oeufs et attaqué les larves des parasites du bétail Ostertagia ostertagi et Cooperia oncophora présents dans le purin des vaches (Persson, 1973).

Il n'existe aucune donnée sur la toxicité aiguë ou chronique du formaldéhyde pour les mammifères sauvages, les oiseaux, les reptiles ou les invertébrés terrestres. Les effets sur les animaux de laboratoire sont décrits dans la section 2.4.3.

2.4.1.2 Organismes aquatiques

Il existe de nombreuses données sur la toxicité du formaldéhyde en milieu aquatique. C'est chez les algues marines que l'on a observé les effets les plus marquants. Des concentrations aqueuses de 0,1 et de 1 mg/L ont causé, après 96 heures, la mort de 40 à 50 % des zygotes d'un jour de Phyllospora comosa, une macro-algue marine brune qui vit dans le sud-est de l'Australie. Les zygotes exposés à une concentration de 100 mg/L pendant 24 heures et de 10 mg/L pendant 96 heures sont tous morts. Pour les embryons de 7 jours de la même espèce, la concentration sans effet observé (CSEO) après 96 heures était de 1 mg/L, et la concentration minimale avec effet observé (CMEO) après 96 heures (pourcentage de mortalité non spécifié), de 10 mg/L, ce qui indique que les organismes plus âgés sont plus tolérants (Burridge et al., 1995a). Des concentrations de 0,1, 1 et 10 mg/L ont aussi réduit les taux de germination et de croissance des zygotes et des embryons (Burridge et al., 1995b).

Un essai d'inhibition de la multiplication des cellules (Bringmann et Kühn, 1980a) porte à croire que les algues d'eau douce peuvent être légèrement plus tolérantes au formaldéhyde. L'essai repose sur le principe selon lequel, les conditions et les approvisionnements en éléments nutritifs étant les mêmes, le nombre de cellules dans une culture exempte de substances toxiques dissoutes dépassera, après une certaine période de temps, celui d'une culture contaminée. Le nombre de cellules en suspension peut être mesuré par turbidimétrie et est exprimé en absorbance de la lumière à 578 nm pour une couche de cellules de 10 mm. Le seuil de toxicité correspond à une absorbance moyenne inférieure de 3 % ou plus à celle des témoins. Dans cette étude, l'algue verte Scenedesmus quadricauda a été exposée à diverses dilutions de formaline (à 35 % de CH₂O en poids/poids) pendant 7 jours (à raison d'un brasssage par jour). Le seuil de toxicité était de 0,9 mg de formaldéhyde/L (2,5 mg de formaline/L) (Bringmann et Kühn, 1980a).

D'autres microorganismes d'eau douce ont été aussi s ensibles dans des études sembla bles de multiplication des cellules. Pour le protozoaire flagellé saprozoïte Chilomona paramaecium, on a déterminé que le seuil de toxicité après 48 heures (5 % de moins que le nombre moyen de cellules dans les témoins) était de 1,6 mg de formaldéhyde/L (4,5 mg de formaline/L à 35 % de CH₂O en poids/poids) (Bringmann et Kühn, 1980), et que, pour le protozoaire Entosiphon sulcatum (Bringmann et Kühn, 1980b), le seuil de toxicité après 72 heures (inhibition d'au moins 3 % de la multiplication des cellules à 25 °C) était de 7,7 mg/L (22 mg de formaline/L à 35 % de CH₂O en poids/poids). En ce qui concerne les bactéries, le seuil de toxicité après 16 heures (inhibition d'au moins 3 % de la multiplication des cellules) était de 4,9 mg de formaldéhyde/L (14 mg de formaline/L à 35 % de CH₂O en poids/poids) pour Pseudomonas putida (Bringmann et Kühn, 1980a), et une CE₅₀ après 25 minutes (inhibition de l'émission de lumière) de 2,5 mg de formaldéhyde/L (242 µM de formaline à 37 % de CH₂O en poids/poids) a été mesurée dans le test Microtox pour Photobacterium phosphoreum (Chou et Que Hee, 1992).

La sensibilité des invertébrés d'eau douce au formaldéhyde varie grandement. L'ostracode Cypridopsis sp. semble le plus sensible, et on a calculé que la CE₅₀ après 96 heures (pour l'immobilité) était de 0,36 mg de formaldéhyde/L (1,05 µL de formaline à 37 % de CH₂O en poids/poids). Pour l'escargot Helisoma sp., le bivalve Corbicula sp., la salicoque d'eau douce Palaemonetes hadiakensis et le notonecte Notonecta sp., les valeurs de la CE₅₀ après 96 heures (immobilité et réponse tardive à des stimuli tactiles) étaient respectivement de 32, 43, 160 et 287 µg de formaldéhyde/L (93, 126, 465 et 835 µg de formaline à 37 % de CH₂O en poids/poids), en assumant que 1 µL de formaline/L = 0,34 mg (Bills et al., 1977). Pour Daphnia magna, la CL₅₀ après 24 heures variait entre 2 et 1 000 mg/L (OMS, 1989).

La toxicité du formaldéhyde est variable pour le poisson aussi. Le poisson d'eau douce le plus sensible était le fretin du bar d'Amérique (Roccus saxatilis). D'après Reardon et Harrell (1990), les valeurs de la CL₅₀ après 96 heures étaient de 1,8, 5,0, 5,7 et 4,0 mg/L (4,96, 13,52, 15,48 et 10,84 mg de formaline/L à 37 % de CH₂O en poids/poids) dans l'eau dont la salinité était respectivement de 0, 5, 10 et 15 ‰. Ces valeurs ont été calculées à partir des concentrations nominales de l'essai en ayant recours à des analyses par la méthode des probits. La salinité peut avoir un effet sur la tolérance du bar d'Amérique au formaldéhyde. Avant l'essai, les poissons avaient été acclimatés à de l'eau dont la salinité variait entre 10 et 30 ‰, mais c'est en milieu isosmotique (9-10 ‰) qu'ils étaient le plus tolérants au formaldéhyde. Étant donné que les témoins n'ont pas été touchés par les changements dans la salinité, il se peut que l'interaction chimique et environnementale (p. ex., la salinité) ait un effet conjugué sur la survie des poissons.

Dans des conditions non dynamiques, la CL₅₀ après 96 heures pour le bar d'Amérique était de 6,7 mg/L (Wellborn, 1969). D'autres CL₅₀ à court terme (après une période de 3 à 96 heures) variant entre 10 et 10 000 mg/L ont été mentionnées pour 19 espèces de poissons d'eau douce et trois stades de leur développement (U.S. EPA, 1985; OMS, 1989). Dans certaines études, on a constaté que le formaldéhyde perturbait la fonction normale des ouïes (Reardon et Harrell, 1990).

Les seules données relevées pour les poissons marins concernaient le pompaneau sole juvénile (Trachinotus carolinus). Pour cette espèce, les valeurs de la CL₅₀ après 24, 48 et 72 heures étaient respectivement de 28,8, 27,3 et 25,6 mg de formaldéhyde/L (78,0, 73,7 et 69,1 mg de formaline/L contenant présumément 37 % de CH₂O), la salinité étant de 30 %. La salinité (10, 20 et 30 %) n'a pas eu beaucoup d'effet sur la tolérance du poisson au formaldéhyde (Birdsong et Avault, 1971).

La sensibilité des amphibiens au formaldéhyde est semblable à celle du poisson. Pour les larves de la grenouille léopard (Rana pipiens), les plus faibles valeurs de la CL₅₀ après 24, 48 et 72 heures étaient respectivement de 8,4, 8,0 et 8,0 mg/L. Les têtards des ouaouarons semblent plus tolérants, car les valeurs de la CL₅₀ après 24, 48 et 72 heures étaient respectivement de 20,1, 17,9 et 17,9 mg/L. Pour ce qui est des larves du crapaud, Bufo sp., la CL₅₀ après 72 heures était de 17,1 mg/L, et la CL100, de 19,0 mg/L (Helms, 1964). Chez les têtards de la grenouille de Berlandier (Rana berlandieri), on a observé, après 24 heures, dans une solution contenant de 9,2 à 30,5 mg de formaldéhyde/L une mortalité variant entre 13 et 100 % (Carmichael, 1983). Une CSEO de 6,0 mg/L (pour la mortalité) a été mentionnée.

2.4.2 Effets atmosphériques abiotiques

On a examiné la possibilité pour le formaldéhyde de contribuer à l'appauvrissement de la couche d'ozone, aux changements climatiques ou à la formation d'ozone troposphérique.

Étant donné que le formaldéhyde n'est pas un composé halogéné, son potentiel de destruction de l'ozone (PDO) est égal à 0, et il ne contribue donc pas à la destruction de l'ozone stratosphérique (Bunce, 1996).

Les gaz qui contribuent aux changements climatiques absorbent fortement le rayonnement infrarouge aux longueurs d'onde comprises entre 7 et 13 µm, ce qui leur permet d'emprisonner et de réémettre le rayonnement thermique de la Terre (Wang et al., 1976; Ramanathan et al., 1985). Des calculs pour le pire des scénarios ont été faits afin de déterminer si le formaldéhyde pouvait contribuer aux changements climatiques (Bunce, 1996), en présumant que son intensité d'absorption dans l'infrarouge était la même que celle du composé de référence CFC-11. On a déterminé que le potentiel de réchauffement planétaire (PRP) était de 3,2 x 10^-4 (relativement au composé de référence CFC-11, dont le PRP est de 1) au moyen de l'équation suivante :

PRP = (t_{formaldéhyde}/t_CFC-11) x (M_CFC-11 /M_{formaldéhyde}) x (I_{formaldéhyde} /I_CFC-11)

où :

• t_{formaldéhyde} est la durée de vie du formaldéhyde
  (4,1 x 10^-3 ans);
• t_CFC-11 est la durée de vie du CFC-11 (60 ans);
• M_CFC-11 est le poids moléculaire du CFC-11
  (137,5 g/mole);
• M_{formaldéhyde} est le poids moléculaire du
  formaldéhyde (30 g/mole);
• I_{formaldéhyde} est l'intensité de l'absorption du
  formaldéhyde dans l'infrarouge (2 389/cm² · atmosphère^-1, valeur par défaut);
• I_CFC-11 est l'intensité de l'absorption du
  CFC-11 dans l'infrarouge (2 389/cm² · atmosphère^-1).

Puisque la valeur calculée du PRP est de beaucoup inférieure à 1 % de celle du composé de référence, il est peu probable que le form aldéhyde contri bue pour la peine au x changements climat iques (Bunce, 1996).

La contribution des COV à la formation d'ozone troposphérique et, par voie de conséquence, à la formation de smog est un processus complexe qui a été longuement étudié. Les termes réactivité, réactivité progressive et potentiel de création d'ozone photochimique indiquent la capacité d'un composé organique présent dans l'atmosphère d'influer sur la formation d'ozone (Paraskevopoulos et al., 1995). Les estimations de la réactivité d'une substance dépendent de la définition et de la méthode de calcul de la réactivité, du rapport COV/NO_X, de l'âge de la masse d'air, des mécanismes chimiques utilisés dans le modèle, de la composition chimique du mélange d'hydrocarbures où les COV sont rejetés, des conditions géographiques et météorologiques du bassin atmosphérique d'intérêt (y compris la température ainsi que l'intensité et la qualité de la lumière) et de la dilution (Paraskevopoulos et al., 1995).

Le potentiel de création d'ozone photochimique (PCOP) est l'un des plus simples indices de la contribution potentielle d'un composé organique à la formation d'ozone troposphérique; il est fondé sur la vitessse de réaction de cette substance avec le radical hydroxyle relativement à l'éthène (CUE, 1995). Un PCOP de 100 a été attribué à l'éthène, un composé chimique jugé important dans la formation d'ozone. On a calculé au moyen de l'équation suivante que le PCOP du formaldéhyde était de 105 relativement à l'éthène (Bunce, 1996) :

PCOP = (k_{formaldéhyde} /k_éthène) x (M_éthène /M_{formaldéhyde}) x 100

où :

• k_{formaldéhyde} est la constante de vitesse de la
  réaction du formaldéhyde avec les radicaux OH (9,6 x 10^-12 cm³/mole par seconde);
• k_éthène est la constante de vitesse de la réaction

de l'éthène avec les radicaux OH (8,5 x 10-12 cm³/mole par seconde);

• M_éthène est le poids moléculaire de l'éthène
  (28,1 g/mole);
• M_{formaldéhyde} est le poids moléculaire du
  formaldéhyde (30 g/mole).

Diverses valeurs publiées concernant la réactivité du formaldéhyde et de certains autres COV sont présentées par Paraskevopoulos et al. (1995). L'utilisation d'une échelle RPM (réactivité progressive maximale) a été jugée optimale par Carter (1994) lorsqu'elle était appliquée à la grande variété de conditions dans lesquelles l'ozone est sensible aux COV, et elle résiste assez bien aux choix de scénarios servant à son calcul. Les données expérimentales indiquent que, pour le formaldéhyde, la formation directe de radicaux due à sa photolyse est le principal facteur de la contribution nette à la formation d'ozone dans des conditions où les rapports entre les gaz organiques réactifs et les NO_X sont faibles (Carter et al., 1995).

Récemment, le formaldéhyde a été l'un des composés organiques volatils identifiés lors de l'Évaluation scientifique des NO_X et des COV au Canada en 1996, effectuée dans le cadre du Programme scientifique multipartite pour les NO_X et les COV (Dann et Summers, 1997). Des mesures effectuées dans l'atmosphère de neuf stations urbaines et suburbaines du Canada de juin à août, pendant la période de 1989 à 1993, ont permis de classer le formaldéhyde au 16e rang, pour l'abondance, des hydrocarbures non méthaniques et des composés carbonylés. Compte tenu de ces mesures et de la RPM de cette substance, qui est de 4,39 moles d'ozone par mole de carbone, le formaldéhyde représente environ 7,8 % de la réactivité totale du carbone organique volatil et occupe le 4e rang pour la réactivité totale du carbone organique volatil, qui est une mesure de la capacité des composés organiques à contribuer à la formation d'ozone.

Par conséquent, en raison de sa réactivité et des concentrations que l'on retrouve au Canada, le formaldéhyde joue probablement un rôle dans la formation photochimique d'ozone troposphérique en milieu urbain au Canada.

2.4.3 Expériences sur des animaux de laboratoire et in vitro

Les données sur les effets non néoplasiques de l'inhalation ou de l'ingestion répétée de formaldéhyde par des animaux de laboratoire sont résumées aux tableaux 2 et 3 respectivement.

2.4.3.1 Toxicité aiguë

Chez les rongeurs, la CL₅₀ pour l'inhalation de formaldéhyde varie de 493 à 984 mg/m³ (OMS, 1989). Pour les rats et les cochons d'Inde, des DL₅₀ par ingestion de 800 et 260 mg/kg-m.c. ont été signalées (OMS, 1989). L'exposition aiguë d'animaux à des concentrations élevées de formaldéhyde (p. ex., >120 mg/m³) occasionne une dyspnée, des vomissements, un ptyalisme, des spasmes musculaires et la mort (OMS, 1989). Des modifications de la clairance mucociliaire et des changements histopathologiques dans les fosses nasales ont été observés chez des rats ayant subi une exposition aiguë au formaldéhyde à des concentrations ≥2,6 mg/m³ (Monteiro-Riviere et Popp, 1986; Morgan et al., 1986a; Bhalla et al., 1991).

2.4.3.2 Toxicité à court terme et subchronique

2.4.3.2.1 Inhalation

Des effets histopathologiques et une augmentation de la prolifération des cellules ont été observés dans les voies nasales et respiratoires d'animaux de laboratoire exposés de façon répétée par inhalation au formaldéhyde pendant une période allant jusqu'à 13 semaines. La plupart des études de toxicité à court terme et subchroniques par inhalation ont été effectuées sur des rats, et des effets histopathologiques (p. ex., une hyperplasie, une métaplasie pavimenteuse, une inflammation, une érosion, une ulcération et des désajustements) ainsi qu'une réponse proliférative soutenue dans les fosses nasales ont été observés à des concentrations égales ou supérieures à 3,7 mg/m³. En général, on n'a pas observé d'effets à une concentration de 1,2 ou 2,4 mg/m³, mais on a parfois mentionné de faibles augmentations passagères de la prolifération des cellules épithéliales à de plus faibles concentrations (Swenberg et al., 1983; Zwart et al., 1988). En raison de la réactivité de cette substance ainsi que des différences dans le rythme de respiration des rongeurs et des primates, les effets nuisibles résultant de l'exposition à court terme par inhalation sont généralement limités aux fosses nasales chez les rongeurs, tandis que chez les primates, ils peuvent être observés plus profondément dans les voies respiratoires. Les changements histopathologiques ou l'accroissement de la prolifération des cellules épithéliales dans les fosses nasales des rats semblent être plu s étroitement rel i& eacute;s à la concentration de form aldéhyde à laquelle les animaux sont exposés plutôt qu'à la dose totale (c'est-à-dire l'exposition cumulative) (Swenberg et al., 1983 et 1986; Wilmer et al., 1987 et 1989).

Tableau 2 Résumé des doses (exposition par inhalation) de formaldéhyde produisant un effet non néoplasique

Protocole	Résultats		Effet critique [commentaires]	Référence
	DSE(N)O	DME(N)O
Toxicité à court terme
Des rats F344 et des souris B6C3F1 ont été exposés à 0, 0,5, 2, 6 ou 15 ppm (0, 0,6, 2,4, 7,2 ou 18 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour pendant 3 jours.	2,4 mg/m3 (rats) 7,2 mg/m3 (souris)	7,2 mg/m3 (rats) 18 mg/m3 (souris)	Prolifération cellulaire accrue dans les fosses nasales. Chez les rats, une faible augmentation passagère de la prolifération cellulaire a été observée à la suite de l'exposition à 0,6 mg/m3 (et dans une moindre mesure, à 2,4 mg/m3) après 1 jour seulement. [nombre et sexe des animaux non spécifiés]	Swenberg et al., 1983, 1986
Groupes de six rats mâles F344 exposés à 0, 0,5, 2, 5,9 ou 14,4 ppm (0, 0,6, 2,4, 7,1 ou 17,3 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 1, 2, 4, 9 ou 14 jours.	2,4 mg/m3	7,1 mg/m3	Effets histopathologiques dans les fosses nasales. Inhibition de la clairance mucociliaire.	Morgan et al., 1986b
Groupes de 10 rats mâles Wistar exposés à 0, 5 ou 10 ppm (0, 6 ou 12 mg/m3) de formaldéhyde 8 heures par jour (« exposition continue ») ou à 10 ou 20 ppm (12 ou 24 mg/m3) de formaldéhyde pendant 8 périodes de 30 minutes à des intervalles de 30 minutes (« exposition intermittente »), 5 jours par semaine pendant 4 semaines.		6 mg/m3	Effets histopathologiques et prolifération cellulaire accrue dans les fosses nasales. Pour les animaux subissant la même exposition journalière cumulative au formaldéhyde, les effets ont été plus marqués chez ceux exposés de façon intermittente à la plus forte concentration.	Wilmer et al., 1987
Groupes de trois singes rhésus mâles exposés à 0 ou 6 ppm (0 ou 7,2 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 1 ou 6 semaines.		7,2 mg/m3	Effets histopathologiques et prolifération cellulaire accrue dans les fosses nasales et les voies respiratoires supérieures. [L'exposition au formaldéhyde n'a pas eu d'effet histopathologique sur les poumons ou d'autres organes internes.]	Monticello et al., 1989
Groupes de 10 rats mâles Wistar exposés à 0, 0,3, 1,1 ou 3,1 ppm (0, 0,36, 1,3 ou 3,7 mg/m3) de formaldéhyde 22 heures par jour pendant 3 jours consécutifs.	1,3 mg/m3	3,.7 mg/m3	Effets histopathologiques et prolifération cellulaire accrue dans les fosses nasales.	Reuzel et al., 1990
Groupes de 36 rats mâles F344 exposés à 0, 0,7, 2, 6,2, 9,9 ou 14,8 ppm (0, 0,8, 2,4, 7,4, 11,9 ou 17,8 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 1, 4 ou 9 jours, ou 6 semaines.	2,4 mg/m3	7,4 mg/m3	Effets histopathologiques et prolifération cellulaire accrue dans les fosses nasales. [L'exposition au formaldéhyde n'a pas eu d'effet histopathologique sur les poumons, la trachée ou la carène.]	Monticello et al., 1991
Groupes de 5 ou 6 rats Wistar exposés à 0, 1, 3,2 ou 6,4 ppm (0, 1,2, 3,8 ou 7,7 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour pendant 3 jours consécutifs.	1,2 mg/m3	3,8 mg/m3	Effets histopathologiques et prolifération cellulaire accrue dans les fosses nasales.	Cassee et al., 1996
Toxicité subchronique
Groupes de 10 rats Wistar mâles et femelles exposés à 0, 1, 9,7 ou 19,8 ppm (0, 1,2, 11,6 ou 23,8 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 13 semaines.	1,2 mg/m3	11,6 mg/m3	Effets histopathologiques dans les fosses nasales. [L'exposition des mâles à 23,8 mg/m3 a causé une augmentation non significative de l'incidence des effets histopathologiques dans le larynx. Les auteurs ont signalé une métaplasie pavimenteuse focale minimale dans l'épithélium respiratoire d'un petit nombre d'animaux (2 mâles sur 10 et 1 femelle sur 10) exposés à 1,2 mg/m3]	Woutersen et al., 1987
Groupes de 10 rats mâles Wistar exposés à 0, 0,1, 1,0 ou 9,4 ppm (0, 0,12, 1,2 ou 11,3 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 13 semaines.	1,2 mg/m3	11,3 mg/m	Effets histopathologiques dans les fosses nasales. [L'exposition au formaldéhyde n'a eu aucun effet sur les concentrations de protéines hépatiques ou de glutathion.]	Appelman et al., 1988
Groupes de 50 rats Wistar mâles et femelles exposés à 0, 0,3, 1 ou 3 ppm (0, 0,4, 1,2 ou 3,6 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 13 semaines.	1,2 mg/m3	3,6 mg/m3	Effets histopathologiques et prolifération cellulaire accrue dans les fosses nasales. [Description surtout qualitative des changements histopathologiques dans les fosses nasales. Preuve d'un certain accroissement transitoire de la prolifération cellulaire à de plus faibles concentrations.]	Zwart et al., 1988
Groupes de 25 rats mâles Wistar exposés à 0, 1 ou 2 ppm (0, 1,2 ou 2,4 mg/m3) de formaldéhyde 8 heures par jour (exposition continue) ou à 2 ou 4 ppm (2,4 ou 4,8 mg/m3) de formaldéhyde pendant 8 périodes de 30 minutes à des intervalles de 30 minutes (exposition intermittente), 5 jours par semaine pendant 13 semaines.	2,4 mg/m3	4,8 mg/m3	Effets histopathologiques dans les fosses nasales. Pour les animaux subissant la même exposition cumulative au formaldéhyde (c.-à-d. 19,2 mg/m3-heures par jour), l'incidence des changements histopathologiques causés par la substance dans l'epithélium respiratoire a augmenté chez ceux exposés de façon intermittente à la concentration la plus élevée. [Ces concentrations de formaldéhyde n'ont eu aucun effet significatif sur la prolifération cellulaire dans les fosses nasales.]	Wilmer et al., 1989
Groupes de 10 rats mâles F344 exposés à 0, 0,7, 2,0, 5,9, 10,5 ou 14,5 ppm (0, 0,8, 2,4, 7,1, 12,6 ou 17,4 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 11 semaines et 4 jours.	2,4 mg/m3	7,1 mg/m3	Effets histopathologiques et prolifération cellulaire accrue dans les fosses nasales.	Casanova et al., 1994
Toxicité chronique
Groupes de macaques de Buffon (6 mâles), de rats (20 mâles et femelles) et de hamsters (10 mâles et femelles) exposés à 0, 0,2, 1 ou 3 ppm (0, 0,24, 1,2 ou 3,6 mg/m3) de formaldéhyde 22 heures par jour et 7 jours par semaine pendant 26 semaines.	1,2 mg/m3	3,6 mg/m3	Singes et rats (effets histopathologiques dans les fosses nasales). Effets comparables observés chez les deux espèces.	Rusch et al., 1983
Groupes d'environ 120 rats F344 mâles et femelles et de souris B6C3F1 exposés à 0, 2,0, 5,6 ou 14,3 ppm (0, 2,4, 6,7 ou 17,2 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant des périodes allant jusqu'à 24 mois suivies d'une période d'observation de 6 mois.	2,4 mg/m3 (mice)	2,4 mg/m3 (rats)	Rats et souris (effets histopathologiques dans les fosses nasales).	Swenberg et al., 1980; Kerns et al., 1983
Groupes de 10 rats mâles Wistar exposés à 0, 0,1, 1,0 ou 9,4 ppm (0, 0,12, 1,2 ou 11,3 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 52 semaines.	1,2 mg/m3	11,3 mg/m3	Effets histopathologiques dans les fosses nasales.	Appelman et al., 1988
Groupes de 30 rats mâles Wistar exposés à 0, 0,1, 1 ou 9,8 ppm (0, 0,12, 1,2 ou 11,8 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 28 mois.	1,2 mg/m3	11,8 mg/m3	Effets histopathologiques dans les fosses nasales.	Woutersen et al., 1989
Groupes de 30 rats Wistar exposés à 0, 0,1, 1 ou 9,2 ppm (0, 0,12, 1,2 ou 11 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant une période de 3 mois suivie d'une période d'observation de 25 mois.	1,2 mg/m3	11 mg/m3	Effets histopathologiques dans les fosses nasales. [Période d'exposition au formaldéhyde relativement courte.]	Woutersen et al., 1989
Groupes d'environ 90 à 150 rats mâles F344 exposés à 0, 0,7, 2, 6, 10 or 15 ppm (0, 0,8, 2,4, 7,2, 12 or 18 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant des périodes allant jusqu'à 24 mois.	2,4 mg/m3	7,2 mg/m3	Effets histopathologiques et prolifération cellulaire accrue dans les fosses nasales.	Monticello et al., 1996
Groupes de 32 rats mâles F344 exposés à 0, 0,3, 2,17 ou 14,85 ppm (0, 0,4, 2,6 ou 17,8 mg/m3) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant des périodes allant jusqu'à 28 mois.	0,4 mg/m3	2,6 mg/m3	Effets histopathologiques dans les fosses nasales. [Incidence résumée pour tous les animaux examinés pendant les sacrifices intérimaires et terminaux.]	Kamata et al., 1997

Tableau 3 Résumé des doses (exposition par ingestion) de formaldéhyde produisant un effet non néoplasique

Protocole	Résultats		Effet critique [commentaires]	Référence
	DSE(N)O	DME(N)O
Toxicité à court terme
Groupes de 10 rats Wistar mâles et femelles auxquels on a administré de l'eau potable contenant suffisamment de formaldéhyde pour atteindre des doses cibles de 0, 5, 25 ou 125 mg/kg de m.c. par jour pendant 4 semaines.	25 mg/kg-de m.c. par jour	125 mg/kg-de m.c. par jour	Effets histopathologiques dans le préestomac et augmentation du poids relatif des reins. [L'exposition au fo rmaldéh yde n'a eu aucun effet sur la morphologie du foie ou des reins.]	Til et al., 1988
Toxicité subchronique
Groupes de 15 rats Sprague-Dawley mâles et femelles auxquels on a administré de l'eau potable contenant suffisamment de formaldéhyde pour atteindre des doses cibles de 0, 50, 100 ou 150 mg/kg de m.c. par jour pendant 13 semaines.	50 mg/kg-de m.c. par jour	100 mg/kg-de m.c. par jour	Réduction du gain pondéral. [L'exposition au formaldéhyde n'a pas eu d'effet sur le sang ou l'urine et n'a produit aucun changement histopathologique dans les organes internes (y compris la muqueuse gastro-intestinale); un nombre limité de paramètres a été examiné; il se peut que les doses cibles n'aient pas été atteintes.]	Johannsen et al., 1986
Groupes de quatre beagles mâles et femelles dont le régime comprenait des solutions contenant suffisamment de formaldéhyde pour atteindre des doses cibles de 0, 50, 75 ou 100 mg/kg de m.c. par jour pendant 90 jours.	75 mg/kg-de m.c. par jour	100 mg/kg-de m.c. par jour	Réduction du gain pondéral. [L'exposition au formaldéhyde n'a eu aucun effet sur les paramètres hématologiques ou cliniques ni sur l'histopathologie des organes (y compris la muqueuse gastro-intestinale); un nombre limité de paramètres a été examiné; il se peut que les doses cibles n'aient pas été atteintes.]	Johannsen et al., 1986
Toxicité chronique
Groupes de 70 rats Wistar mâles et femelles auxquels on a administré de l'eau potable contenant suffisamment de formaldéhyde pour atteindre des doses cibles de 0 à 125 mg/kg de m.c. par jour pendant des périodes allant jusqu'à 2 ans. [Les concentrations moyennes de formaldéhyde dans l'eau potable étaient de 0, 20, 260 et 1 900 mg/L respectivement, pour les groupes témoins et ceux dont la dose était faible, moyenne ou élevée.]	15 mg/kg-de m.c. par jour	82 mg/kg-de m.c. par jour	Effets histopathologiques dans le préestomac et l'estomac glandulaire. Réduction du gain pondéral. [L'exposition au formaldéhyde n'a eu aucun effet sur les paramètres hématologiques.]	Til et al., 1989
Groupes de 20 rats Wistar mâles et femelles auxquels on a administré de l'eau potable contenant 0, 0,02 %, 0,1 % et 0,5 % (0, 200, 1 000 et 5 000 mg/L) de formaldéhyde pendant 24 mois (équivalant à environ 0, 10, 50 et 300 mg/kg de m.c. par jour respectivement).	10 mg/kg-de m.c. par jour	300 mg/kg-de m.c. par jour	Réduction du gain pondéral, modification des paramètres biologiques et effets histopathologiques dans le préestomac et l'estomac glandulaire [petits groupes.]	Tobe et al., 1989

2.4.3.2.2 Exposition par ingestion

Les données sur les effets toxicologiques de l'exposition à court terme d'animaux de laboratoire au formaldéhyde par ingestion se limitent à une étude dans laquelle aucun effet histopathologique dans le préestomac n'a été observé chez des rats Wistar recevant pendant 4 semaines une dose journalière de 25 mg/kg-m.c. dans l'eau potable (Til et al., 1988). Les données sur les effets toxicologiques de l'exposition subchronique d'animaux de laboratoire au formaldéhyde par ingestion se limitent à des études individuelles sur des rats et des chiens où les doses cibles n'ont peut-être pas été atteintes (Johannsen et al., 1986). Une diminution de gain pondéral chez les deux espèces a été observée à une dose de 100 mg/kg-m.c. par jour; les concentrations sans effet observé (CSEO) étaient respectivement de 50 et 75 mg/kg-m.c. par jour.

2.4.3.3 Toxicité chronique et cancérogénicité

2.4.3.3.1 Toxicité chronique

Les principaux effets non néoplasiques chez les animaux exposés au formaldéhyde par inhalation sont des changements histopathologiques (p. ex., une métaplasie pavimenteuse, une hyperplasie basale et une rhinite) dans les fosses nasales et les voies respiratoires. La plupart des études de toxicité chronique par inhalation ont été effectuées sur des rats, et des effets histopathologiques dans les fosses nasales ont été observés à des concentrations de formaldéhyde égales ou supérieures à 2,4 mg/m³ (Swenberg et al., 1980; Kerns et al., 1983; Rusch et al., 1983; Appelman et al., 1988; Woutersen et al., 1989; Monticello et al., 1996). Le principal effet non néoplasique chez les animaux exposés au formaldéhyde par ingestion a consisté en des changements histopathologiques dans le préestomac et l'estomac glandulaire; chez les rats, des doses journalières égales ou supérieures à 82 mg/kg-m.c. ont produit cet effet (Til et al., 1989; Tobe et al., 1989).

2.4.3.3.2 Cancérogénicité

Une incidence accrue des tumeurs dans les fosses nasales a été observée dans cinq études où des rats ont été exposés par inhalation au formaldéhyde à des concentrations supérieures à 7,2 mg/m³. Actuellement, il n'existe pas de preuve définitive que le formaldéhyde est cancérogène lorsqu'il est administré par voie orale à des animaux de laboratoire. Des études limitées sur la toxicité chronique par voie cutanée (Krivanek et al., 1983; Iversen, 1988) ainsi que des études antérieures au cours desquelles on a injecté du formaldéhyde à des animaux (OMS, 1989) ajoutent peu de poids à la preuve que le formaldéhyde est cancérogène pour les animaux.

Inhalation

La figure 1 présente les résultats d'essais biologiques sur la cancérogenèse par inhalation chez des rats au cours desquels on a observé une augmentation des tumeurs nasales. Dans ces essais, la relation exposition-réponse était semblable et fortement non linéaire, et on a observé une augmentation marquée de l'incidence des tumeurs dans les fosses nasales seulement à des concentrations supérieures à 6 ppm (7,2 mg/m³) de formaldéhyde. Jusqu'à présent, l'essai biologique le plus complet où des réponses prolifératives dans l'épithélium de diverses régions des fosses nasales ont été étudiées a été réalisé par Monticello et al. (1996).

Dans une étude où des groupes de rats F344 mâles et femelles ont été exposés à des concentrations de 0, 2,0, 5.6 ou 14,3 ppm (0, 2,4, 6,7 ou 17,2 mg/m³) de formaldéhyde 6 heures par jour, 5 jours par semaine et pendant des périodes pouvant aller jusqu'à 24 mois suivies d'un e période d'observation de 6 mois, l'incidence du carcinome spinocellulair e dans les fosses nasales a augmenté de façon marquée seulement dans les groupes exposés à de fortes concentrations comparativement aux témoins. L'incidence de cette tumeur a été de 0/118, 0/118, 1/119 (1 %) et 51/117 (44 %) chez les mâles, et de 0/118, 0/118, 1/116 (1 %) et 52/119 (44 %) chez les femelles dans les groupes de témoins et ceux qui avaient été exposés à des concentrations faibles, moyennes et élevées respectivement (Kerns et al., 1983). Une analyse histopathologique a révélé que, chez les animaux exposés aux plus fortes concentrations de formaldéhyde, plus de la moitié des tumeurs pavimenteuses nasales étaient situées sur le côté du cornet nasal et sur la paroi latérale adjacente du devant du nez (Morgan et al., 1986c). On a aussi observé chez les animaux des groupes exposés à de fortes concentrations deux carcinomes nasaux (chez les rats mâles et femelles) et deux carcinomes ou sarcomes indifférenciés (chez les rats mâles).

Figure 1 Cancérogénécité du formaldéhyde

Dans une étude complémentaire, Monticello et al. (1996) ont exposé des rats mâles F344 à des concentrations de 0, 0,7, 2, 6, 10 ou 15 ppm (0, 0,8, 2,4, 7,2, 12 ou 18 mg/m³) de formaldéhyde 6 heures par jour, 5 jours par semaine et pendant des périodes pouvant aller jusqu'à 24 mois, et ils ont calculé l'incidence des tumeurs dans les fosses nasales. Après 3, 6, 12 et 18 mois d'exposition, on a aussi observé la prolifération des cellules épithéliales à sept endroits dans les fosses nasales (p. ex., le méat latéral antérieur, le méat latéral postérieur, la cloison moyenne antérieure, la cloison moyenne postérieure, la cloison dorsale antérieure, le cornet maxillaire moyen et le sinus maxillaire). L'incidence globale du carcinome spinocellulaire nasal chez les animaux exposés à des concentrations de 0, 0,8, 2,4, 7,2, 12 ou 18 mg de formaldéhyde/m³ était respectivement de 0/90, 0/90, 0/90, 1/90 (1 %), 20/90 (22 %) et 69/147 (47 %). Les tumeurs se trouvaient surtout dans le méat latéral antérieur, le méat latéral postérieur et la cloison moyenne.

Dans une étude plus limitée où la relation dose-réponse n'a pas été examinée, Sellakumar et al. (1985) ont exposé des rats mâles Sprague-Dawley à des concentrations de 0 ou 14,8 ppm (0 ou 17,8 mg/m³) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 2 ans environ. Ils on signalé une augmentation marquée (38/100) de l'incidence du carcinome spinocellulaire nasal comparativement aux animaux témoins (0/99). On a jugé que ces tumeurs originaient principalement des cornets maxillaires et de la cloison nasale. Une augmentation de l'incidence de ce carcinome a aussi été mentionnée dans une étude réalisée par Tobe et al. (1985), où des groupes de rats mâles F344 ont été exposés à des concentrations de 0, 0,36, 2,4 ou 17 mg de formaldéhyde/m³ 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 28 mois. Chez 14 des 32 animaux du groupe exposé à une forte concentration de formaldéhyde (44 %), on a constaté la présence d'un carcinome spinocellulaire nasal alors qu'il n'y en avait pas chez les témoins ou les rats exposés à des concentrations faibles ou moyennes. Dans une autre étude où des rats mâles F344 ont été exposés à des concentrations de 0, 0,3, 2,17 ou 14,85 ppm (0, 0,36, 2,6 ou 17,8 mg/m³ de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant une période pouvant aller jusqu'à 28 mois, on a observé chez le groupe exposé à une forte concentration de formaldéhyde une incidence accrue du carcinome spinocellulaire nasal (Kamata et al., 1997); l'incidence globale de tumeurs nasales chez ces animaux exposés au formaldéhyde, morts ou sacrifiés après 12, 18, 24 et 28 mois d'étude, était de 13/32 (41 %), comparativement à 0/32 et 0/32 pour deux groupes de témoins.

Comparativement aux témoins, l'incidence du carcinome spinocellulaire nasal n'a pas significativement augmenté chez des rats mâles Wistar exposés à des concentrations de 0,12, 1,2 ou 11,8 mg de formaldéhyde/m³ 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 28 mois (0 et 4 % respectivement des témoins et des animaux exposés à une concentration de 11,8 mg/m³ avaient un carcinome spinocellulaire nasal) (Woutersen et al., 1989). Toutefois, lorsque les animaux dont le nez avait été endommagé par électrocoagulation ont été exposés aux mêmes concentrations, l'incidence de ce type de tumeur a augmenté de façon marquée dans le groupe exposé à une forte concentration de formaldéhyde (elle était respectivement de 1/54, 1/58, 0/56 et 15/58 chez les animaux exposés à des concentrations de 0, 0,12, 1,2 ou 11,8 mg/m³) (Woutersen et al., 1989).

Dans d'autres études sur des rats, une augmentation, faible mais non statistiquement significative de l'incidence de tumeurs dans les fosses nasales a été observée chez des animaux exposés quotidiennement à 20 ppm (24 mg/m³) de formaldéhyde pendant 13 semaines et observés par la suite pendant 130 semaines (Feron et al., 1988), mais aucun cas ne s'est déclaré chez les animaux exposés à 9,4 ppm (11,3 mg/m³) de formaldéhyde pendant 52 semaines (Appelman et al., 1988) ou à 12,4 ppm (14,9 mg/m³) de formaldéhyde pendant 104 semaines (avec ou sans sciure fine à une concentration de 25 mg/m³) (Holmström et al., 1989a). Il est possible qu'aucune augmentation significative de l'incidence de tumeurs n'ait été observée en raison de la faible taille des groupes ou des brèves périodes d'exposition.

Dans une étude où des souris B6C3F₁ mâles et femelles ont été exposées à des concentrations de 0, 2,0, 5,6 ou 14,3 ppm (0, 2,4, 6,7 ou 17,2 mg/m³) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant une période pouvant aller jusqu'à 24 mois, suivie par une période d'observation de 6 mois, il n'y a eu aucune augmentation significative de l'incidence de tumeurs dans les fosses nasales comparativement aux témoins (Kerns et al., 1983). Après 24 mois d'exposition au formaldéhyde, on a observé chez deux souris mâles du groupe exposé à une forte concentration un carcinome spinocellulaire dans les fosses nasales. L'absence d'une augmentation significative de l'incidence de tumeurs nasales chez les souris a été attribuée, au moins en partie, à une plus grande réduction du débit-volume chez les souris que chez les rats exposés au formaldéhyde (Chang et al., 1981; Barrow et al., 1983). L'incidence de tumeurs pulmonaires n'a pas augmenté dans une étude antérieure où des groupes de 42 à 60 souris C3H (dont le sexe n'est pas spécifié) ont été exposés à des concentrations de 0, 50, 100 ou 200 mg de formaldéhyde/m³ pendant 3 périodes d'une heure par semaine et 35 semaines, mais, en raison de la mortalité élevée, le traitement du groupe exposé à une forte concentration a été interrompu pendant la 4e semaine, et les tissus nasaux n'ont pas été examinés (Horton et al., 1963). Comparativement à 132 témoins, il n'y pas eu d'augmentation de l'incidence des tumeurs des v oies respiratoires ch ez 88 hamsters syriens mâles exposé s pendant toute leur vie à une concentration de 12 mg de formaldéhyde/m³ (Dalbey, 1982).

Exposition par ingestion

Dans l'étude la plus complète au cours de laquelle on a administré à des rats Wistar mâles et femelles de l'eau potable contenant suffisamment de formaldéhyde pour atteindre des doses cibles journalières allant jusqu'à 125 mg/kg de p.c. pendant des périodes pouvant atteindre 2 ans, on n'a observé aucune augmentation significative de l'incidence de tumeurs comparativement aux témoins (Til et al., 1989). Tobe et al. (1989) ont aussi mentionné, sans fournir de données, que, comparativement aux témoins, l'incidence de tumeurs n'avait pas augmenté dans de petits groupes de rats Wistar mâles et femelles qui avaient bu de l'eau potable contenant jusqu'à 5 000 mg de formaldéhyde/L (correspondant à des doses journalières allant jusqu'à 300 mg/kg-m.c.).

Par contre, dans une étude réalisée par Soffritti et al. (1989) où des rats Sprague-Dawley ont bu de l'eau potable contenant du formaldéhyde à des concentrations variant entre 0 et 1 500 mg/L pendant 104 semaines et ont été observés jusqu'à leur mort (les doses journalières estimées étant d'environ 200 mg/kg de p.c), on a constaté une augmentation des tumeurs dans le système hématopoïétique. Le pourcentage de mâles et de femelles atteints de leucémie (toutes des « néoplasies hémolymphoréticulaires », p. ex., les leucémies lymphoblastiques et les lymphosarcomes, les lymphosarcomes immunoblastiques et « d'autres » leucémies), qui était respectivement de 4 et de 3 % chez les témoins, a augmenté à 22 et à 14 % chez les animaux buvant de l'eau potable contenant 1 500 mg de formaldéhyde/L. Comparativement aux témoins, l'augmentation de l'incidence des tumeurs de l'estomac n'était pas reliée à la dose chez les animaux ingérant du formaldéhyde. Cette étude est limitée en raison de la « banalisation » des types de tumeurs, du manque d'analyses statistiques et de l'examen incomplet des paramètres non néoplasiques. Incidemment, il est à noter que l'incidence de tumeurs hématopoïétiques (p. ex., la leucémie myéloïde et le sarcome histiocytaire généralisé) n'a pas augmenté chez les rats Wistar à qui l'on a administré pendant une période allant jusqu'à 2 ans une dose journalière de formaldéhyde dans l'eau potable pouvant aller jusqu'à 109 mg/kg-m.c. (Til et al., 1989).

En utilisant un modèle de rongeur pour la cancérogenèse gastrique où on a administré à des rats Wistar une dose « initiatrice » de N-méthyl-N'-nitro-N-nitrosoguanidine, Takahashi et al. (1986) ont fourni une preuve restreinte à l'effet que le formaldéhyde, après ingestion, était un agent promoteur de tumeurs.

2.4.3.4 Génotoxicité et paramètres connexes

Divers paramètres ont été évalués dans des essais in vitro de génotoxicité du formaldéhyde (voir à ce sujet le rapport de synthèse du CIRC publié en 1995). En général, les résultats de ces études portent à croire que le formaldéhyde est génotoxique à des concentrations élevées (c'est-à-dire faiblement génotoxique) à la fois dans les cellules bactériennes et mammaliennes in vitro (il provoque des mutations ponctuelles et à grande échelle). Le formaldéhyde provoque des mutations chez Salmonella typhimurium et Escherichia coli, et des résultats positifs ont été obtenus en présence ou en l'absence de systèmes métaboliques d'activation. Le formaldéhyde accroît la fréquence des aberrations dans les chromatides et les chromosomes, de l'échange de chromatides soeurs et de mutations géniques dans divers types de cellules chez les rongeurs et les humains. L'exposition au formaldéhyde a augmenté l'endommagement de l'ADN (la rupture des brins) dans les fibroblastes humains et les cellules épithéliales de la trachée des rats ainsi que la synthèse de l'ADN non programmée dans les cellules des cornets nasaux et maxillaires des rats.

L'exposition de rats mâles Sprague-Dawley à des concentrations de 0,5, 3 ou 15 ppm (0,6, 3,6 ou 18 mg/m³) de formaldéhyde 6 heures par jour et 5 jours par semaine pendant 1 ou 8 semaines n'a eu aucun effet sur le pourcentage de cellules de la moelle osseuse présentant des anomalies cytogénétiques (p. ex., des ruptures de chromatides ou de chromosomes et des fusions centriques) comparativement aux témoins, mais chez les animaux du groupe exposé à la plus forte concentration, on a observé une modeste (de 1,7 à 1,8 fois) augmentation significative (p < 0,05) du pourcentage de macrophages pulmonaires présentant des aberrations chromosomiques comparativement aux témoins (environ 7 % et 4 % respectivement) (Dallas et al., 1992). Toutefois, Kitaeva et al. (1990) ont observé chez des rats femelles Wistar exposés à de faibles concentrations de formaldéhyde 4 heures par jour et pendant 4 mois une augmentation significative du pourcentage de cellules de la moelle osseuse présentant des aberrations chromosomiques (rupture des chromatides ou des chromosomes), soit environ 0,7 %, 2,4 % et 4 % chez les animaux exposés à des concentrations de 0, 0,5 ou 1,5 mg/m³ respectivement. Dans des études antérieures, l'exposition de rats F344 mâles et femelles à environ 0,5, 5,9 ou 14,8 ppm (0,6, 7,1 ou 17,8 mg/m³) de formaldéhyde 6 heures par jour pendant 5 jours consécutifs n'a eu aucun effet sur la fréquence de l'échange des chromatides soeurs ou des aberrations chromosomiques, ni sur l'indice centromérique dans les lymphocytes du sang (Kligerman et al., 1984). Des augmentations significatives (p < 0,05) du pourcentage de cellules ayant des micronoyaux et des anomalies nucléaires (p. ex., la caryorrhexie, la pycnose et les corps vacuolisés) ont été constatées dans l'estomac, le duodénum, l'iléon et le colon dans les 30 heures suivant l'administration (par gavage) de 200 mg de formaldéhyde/kg de p.c.à des rats mâles Sprague-Dawley (Migliore et al., 1989). Dans des études antérieures, on n'a mentionné aucune preuve significative de génotoxicité (p. ex., des micronoyaux et des aberrations chromosomiques) dans les cellules de la moelle osseuse, les cellules de la rate ou les spermatocytes de diverses lignées de souris auxquelles on avait injecté du formaldéhyde par voie intrapéritonéale (Fontignie-Houbrechts, 1981; Gocke et al., 1981; Natarajan et al., 1983).

Le profil mutationnel du formaldéhyde varie selon le type de cellules et la concentration à laquelle elles ont été exposées, et il comprend des changements ponctuels et à grande échelle. Dans les lymphoblastes humains, on a observé dans la moitié environ des mutants au locus hprt à liaisons transversales des délétions d'une partie ou de la totalité des bandes du gène hprt; on a présumé qu'il y avait dans l'autre moitié des mutations ponctuelles (Crosby et al., 1988). Dans une étude subséquente, six des sept mutants induits par le formaldéhyde et dont les fragments de réduction étaient normaux avaient des mutations ponctuelles aux sites AT, et quatre de ces six mutants se trouvaient à un site précis (Liber et al., 1989). Crosby et al. (1988) ont aussi examiné le spectre mutationnel induit par le formaldéhyde dans le gène gpt de E. coli. Une exposition d'une heure à 4 millimoles de formaldéhyde/L a induit un spectre de m utants comprenant d'importantes insertions (41 %), d'importantes d élétions (18 %) et des mutations p onctuelles (41 %), dont la majorité étaient des transversions se produisant aux paires de bases GC. Lorsque la concentration de formaldéhyde a été augmentée à 40 millimoles/L, le spectre était beaucoup plus homogène; 92 % des mutants ont été produits par mutation ponctuelle, dont 62 % étaient des transitions à une seule paire de bases AT. Contrairement à ces résultats, lorsque l'ADN du plasmide nu contenant le gène gtp a été traité au formaldéhyde et transporté par E. coli, on a constaté que la plupart des mutations étaient des déphasages.

Cependant, c'est l'interaction avec le génome au site de contact initial qui présente le plus d'intérêt pour la cancérogénicité du formaldéhyde (c'est-à-dire l'induction de tumeurs nasales chez les rats). Des liaisons transversales entre les protéines et l'ADN (LTPADN) induites par le formaldéhyde ont été observées dans l'épithélium nasal des rats (Casanova et Heck, 1987; Heck et Casanova, 1987; Casanova et al., 1989, 1994) ainsi que dans le revêtement épithélial des voies respiratoires des singes (Casanova et al., 1991) exposés au formaldéhyde par inhalation. Les liaisons transversales entre les protéines et l'ADN sont considérées comme des indices de la mutagénicité puisqu'elles peuvent donner lieu à des erreurs de réplication de l'ADN résultant en une mutation. La relation exposition-réponse est fortement non linéaire, et les LTPADN augmentent considérablement aux concentrations de formaldéhyde supérieures à 4 ppm (4,8 mg/m³) (voir aussi le tableau 4) sans accumulation après exposition répétée (Casanova et al., 1994). Le formaldéhyde a aussi induit des LTPADN dans divers types de cellules chez les humains et les rats (Saladino et al., 1985; Bermudez et Delehanty, 1986; Snyder et van Houten, 1986; Craft et al., 1987; Heck et Casanova, 1987; Cosma et al., 1988; Olin et al., 1996). Dans 5 des 11 carcinomes spinocellulaires observés chez les rats exposés à 15 ppm (18 mg/m³) de formaldéhyde pendant des périodes allant jusqu'à 2 ans, il y avait des mutations ponctuelles aux paires de bases GC dans la séquence p53 cADN (Recio et al., 1992).

2.4.3.5 Toxicité pour la reproduction et le développement

Mis à part une perte de poids significative (p < 0,01) chez les mères et une réduction de 21 % du poids moyen des foetus dans le groupe exposé à la plus forte concentration, l'exposition de rates Sprague-Dawley gravides à 0, 5,2, 9,9, 20 ou 39 ppm (0, 6,2, 11,9, 24 ou 46,8 mg/m³) de formaldéhyde 6 heures par jour du 6e au 20e jour de gestation n'a eu aucun effet sur le nombre moyen de foetus vivants, de résorptions et de sites d'implantation, ou de pertes de foetus par portée; bien que les cas d'absence de sternèbres et d'ossification tardive des vertèbres thoraciques aient augmenté chez les foetus des animaux exposés à la plus forte concentration de formaldéhyde, ces augmentations n'étaient pas significatives (p > 0,05) et ne dépendaient pas de la concentration (Saillenfait et al., 1989).

De même, bien que le gain pondéral ait été réduit de façon significative (p < 0,05) chez les mères exposées à la plus forte concentration, l'exposition de rates Sprague-Dawley gravides à environ 2, 5 ou 10 ppm (2,4, 6 ou 12 mg/m³) de formaldéhyde 6 heures par jour du 6e au 15e jour de gestation n'a eu aucun effet sur le nombre de foetus présentant d'importantes malformations ou anomalies squelettiques; l'ossification réduite des os pubiens et ischiatiques dans les foetus des mères exposées aux deux plus fortes concentrations de formaldéhyde a été attribuée à une augmentation de la prolificité et à une diminution du poids foetal. L'exposition au formaldéhyde n'a pas eu d'effet sur les indices de l'embryotoxicité (p. ex., le nombre de corps jaunes, de sites d'implantation, de foetus vivants, de résorptions) (Martin, 1990).

2.4.3.6 Effets immunologiques et neurologiques

Mis à part une augmentation significative (p < 0,05) de 9 % de la survie des bactéries pulmonaires dans une étude où des souris ont été exposées à 15 ppm (18 mg/m³) de formaldéhyde (Jakab, 1992) et une diminution significative (p < 0,05 ou 0,01) de la teneur sérique de l'immunoglobuline M chez les animaux auxquels on avait administré par ingestion une dose journalière de 40 ou 80 mg de formaldéhyde/kg de p.c. 5 jours par semaine pendant 4 semaines (Vargová et al., 1993), on n'a généralement pas observé d'effets nuisibles sur les réponses immunitaires à médiation cellulaire ou humorale des rats ou des souris exposés au formaldéhyde (Dean et al., 1984; Adams et al., 1987; Holmstrom et al., 1989b). Les paramètres examinés dans ces études (Dean et al., 1984; Adams et al., 1987; Holmstrom et al., 1989b) comprenaient le poids de la rate ou du thymus, la cellularité de la moelle osseuse, la proportion de Tableau 4 entre les protéines et l'ADN et l'incidence des tumeurs Effets comparatifs de l'exposition au formaldéhyde sur la prolifération des cellules, les liaisons transversales cellules B et T dans la rate, l'activité des cellules NK, la prolifération des lymphocytes, le nombre, la fonction ou la maturation des macrophages péritonéaux, la résistance de l'hôte aux bactéries et aux tumeurs et la fonction des cellules B par l'induction d'anticorps (IgG et IgM); les expositions variaient de 1 à 15 ppm (1,2 à 18 mg/m³) de formaldéhyde.

Tableau 4 Effets comparatifs de l'exposition au formaldéhyde sur la prolifération des cellules, les liaisons transversales entre les protéines et l'ADN et l'incidence des tumeurs

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Les résultats d'études sur des animaux de laboratoire ont indiqué que le formaldéhyde peut accroître la sensibilisation aux allergènes inhalés. Chez des souris femelles Balb/c sensibilisées à l'ovalbumine, la teneur sérique en IgE, l'immunoglobuline qui produit des anticorps pour détruire l'ovalbumine, a presque triplé lorsque ces animaux ont été préalablement exposés à une concentration de 2,0 mg de formaldéhyde/m³ 6 heures par jour pendant 10 jours consécutifs (Tarkowski et Gorski, 1995). De même, lorsque des cochons d'Inde femelles Dunkin-Hartley, sensibilisés à de l'ovalbumine présente dans l'air, ont été exposés à une concentration de 0,3 mg de formaldéhyde/m³, il en est résulté une sensibilisation des bronches 3 fois plus grande et significative (p < 0,01) ainsi qu'une augmentation significative (p < 0,05) qui s'est traduite par une teneur sérique 1,3 fois plus élevée en anticorps de l'ovalbumine (Riedel et al., 1996).

2.4.3.7 Toxicocinétique, métabolisme et mode de cancérogenèse

Le formaldéhyde se forme à l'intérieur de l'organisme pendant le métabolisme des acides aminés et des xénobiotiques. In vitro, la plus grande partie du formald éhyde est probablement liée (réversiblement) aux macromolécules.

En raison de la réactivité du formaldéhyde avec les macromolécules biologiques, la plus grande partie de cette substance, une fois inhalée, se dépose et est absorbée dans les régions des voies respiratoires supérieures avec lesquelles elle entre d'abord en contact (Heck et al., 1983; Swenberg et al., 1983; Patterson et al., 1986). Chez les rongeurs, qui respirent nécessairement par le nez, le dépôt et l'absorption se font surtout dans les voies nasales, tandis que chez les espèces qui respirent par la bouche et le nez (comme les singes et les humains), il est probable qu'ils se produisent principalement dans les voies nasales et la cavité buccale, mais aussi dans la trachée et les bronches. Les différences spécifiques aux espèces dans les sites d'absorption du formaldéhyde et les lésions connexes des voies respiratoires supérieures sont déterminées par des interactions complexes dans l'anatomie nasale ainsi que par les modes de ventilation et de respiration (p. ex., nasale par opposition à oronasale) (Monticello et al., 1991).

Le formaldéhyde produit des liaisons transversales intra et intermoléculaires dans les protéines et les acides nucléiques lorsqu'il est absorbé au site de contact (Swenberg et al., 1983). En outre, il est rapidement métabolisé en formate par un certain nombre d'enzymes cellulaires largement réparties, dont la plus importante est la formaldéhyde déshydrogénase dépendante de la NAD +. Le métabolisme par la formaldéhyde déshydrogénase se produit subséquemment à la formation d'un conjugué formaldéhyde-glutathion. La formaldéhyde déshydrogénase a été décelée dans le foie et les cellules sanguines rouges des humains ainsi que dans un certain nombre de tissus (p. ex., l'épithélium respiratoire et olfactif, les reins et le cerveau) chez le rat.

Étant donné que le formaldéhyde se dépose principalement dans les voies respiratoires et qu'il se métabolise rapidement, l'exposition à de fortes concentrations de cette substance dans l'atmosphère ne donne pas lieu à une augmentation des concentrations dans le sang chez les humains (Heck et al., 1985).

Chez les espèces animales, la demi-vie du formaldéhyde dans la circulation varie entre 1 et 1,5 minute environ (Rietbrock, 1969; McMartin et al., 1979). Le formaldéhyde et le formate sont associés aux voies de biosynthèse des protéines et des acides nucléiques comportant un atome de carbone. Comme le formaldéhyde se métabolise rapidement, la plus grande partie de cette substance est éliminée dans l'air expiré (sous forme de dioxyde de carbone) peu après l'exposition. L'excrétion de formate dans l'urine est l'autre importante voie d'élimination du formaldéhyde (Johansson et Tjälve, 1978; Heck et al., 1983; Billings et al., 1984; Keefer et al., 1987; Upreti et al., 1987; Bhatt et al., 1988).

Les mécanismes par lesquels le formaldéhyde induit des tumeurs dans les voies respiratoires des rats ne sont pas bien connus. Chez les rats exposés pendant longtemps à des concentrations de formaldéhyde supérieures à 2,4 mg/m³, on a observé une inhibition de la clairance mucociliaire (Morgan et al., 1986a). Il existe aussi des preuves que la détoxication du formaldéhyde par le glutathion dans les tissus nasaux devient saturée chez les rats exposés par inhalation à des concentrations supérieures à 4 ppm (4,8 mg/m³) (Casanova et Heck, 1987), ce qui concorde avec l'augmentation non linéaire de la formation de liaisons transversales entre les protéines et l'ADN à des expositions supérieures à celles mentionnées.

On a déterminé que la cytotoxicité et la mutation, qui occasionnent une augmentation soutenue de la prolifération régénératrices des cellules de l'épithélium nasal et dont les liaisons transversales entre les protéines et l'ADN sont des indices, étaient des facteurs probables, bien qu'insuffisants, de l'induction par le formaldéhyde de tumeurs nasales chez les rats. Cette hypothèse est fondée principalement sur l'observation de relations dose-réponse non linéaires et uniformes pour les trois paramètres (les LTPADN, les augmentations soutenues de prolifération et les tumeurs) et sur la concordance de l'incidence de ces effets dans les régions des voies nasales (tableau 4).

L'accroissement de la prolifération cellulaire résultant de la toxicité des cellules épithéliales est le principal facteur déterminant de la progression néoplasique. L'effet de l'exposition au formaldéhyde sur la prolifération des cellules épithéliales des voies respiratoires des rats a été examiné dans un certain nombre d'études de toxicité à court terme, subchronique et chronique (Swenberg et al., 1983; Wilmer et al., 1987, 1989; Zwart et al., 1988; Reuzel et al., 1990; Monticello et al., 1991, 1996; Casanova et al., 1994). On n'a pas observé d'augmentation soutenue de la prolifération des cellules épithéliales nasales chez les rats exposés à une concentration de ≤2,4 mg de formaldéhyde/m³ (2 ppm), quelle que soit la période d'exposition. Chez les rats exposés au formaldéhyde, on a constaté que la prolifération accrue des cellules épithéliales dans les fosses nasales était reliée à la concentration plutôt qu'à la dose cumulative totale (Swenberg et al., 1983). L'importance relative de l'accroissement de la prolifération dépend du site dans les fosses nasales et n'est pas toujours directement reliée à la durée de l'exposition (Swenberg et al., 1986; Monticello et al., 1991, 1996; Monticello et Morgan, 1994). L'importance de l'effet cancérogène de l'exposition au formaldéhyde dépend aussi de la taille de la population cellulaire cible dans certaines régions des fosses nasales (Monticello et al., 1996).

Bien qu'il n'en existe pas de preuve directe chez les humains, on a observé chez des singes exposés au formaldéhyde par inhalation un accroissement de la prolifération des cellules épithéliales (de l'appareil respiratoire et olfactif) et de la formation de liaisons transversales entre les protéines et l'ADN dans les voies respiratoires supérieures (le cornet moyen, la paroi et la cloison latérales et le nasopharynx) (Monticello et al., 1989; Casanova et al., 1991). À de semblables niveaux d'exposition, le nombre de liaisons transversales entre les protéines et l'ADN était d'environ dix fois moindre chez les singes que chez les rats. Pour ces derniers, le nombre cumulatif de liaisons était le même après une exposition aiguë et subchronique, ce qui indique une réparation rapide (Casanova et al., 1994). En utilisant un système modèle où des trachées de rat peuplées de cellules épithéliales trachéo-bronchiques humaines ont été transplantées dans des souris athymiques, Ura et al. (1989) ont observé un accroissement de la prolifération des cellules épithéliales humaines après une exposition in situ au formaldéhyde.

2.4.4 Humains

2.4.4.1 Exposés de cas et études cliniques

On n'a pas signalé de mortalité à la suite d'une exposition aiguë au formaldéhyde par inhalation. À la suite de l'ingestion de formaldéhyde, on a observé une ulcération et des dommages dans l'appareil gastro-intestinal (Kochhar et al., 1986; Nishi et al., 1988; OMS, 1989). On a fréquemment sign alé des cas de réactions alle rgiques systémiques (p. ex., d' anaphylaxie) ou plus souvent localisées (p. ex., de dermatite de contact) attribuées au formaldéhyde (ou aux résines de formaldéhyde) présent dans les produits domestiques et de soins personnels (et dentaires), les vêtements et les textiles, le papier-monnaie, les traitements et les dispositifs médicaux (Maurice et al., 1986; Feinman, 1988; Ebner et Kraft, 1991; Norton, 1991; Flyvholm et Menné, 1992; Fowler et al., 1992; Ross et al., 1992; Vincenzi et al., 1992; Bracamonte et al., 1995; El Sayed et al., 1995; Wantke et al., 1995).

Dans un certain nombre d'études cliniques, des volontaires exposés pendant de courtes périodes de temps à des concentrations de formaldéhyde variant de 0,3 à 3,6 mg/m³ ont éprouvé une irritation des yeux, du nez et de la gorge (Andersen et Mølhave, 1983; Sauder et al., 1986, 1987; Schachter et al., 1986; Green et al., 1987, 1989; Witek et al., 1987; Kulle, 1993; Pazdrak et al., 1993). Des volontaires exposés à une concentration de 0,3 mg de formaldéhyde/m³ ont vu leur clairance mucociliaire diminuer dans la partie antérieure des fosses nasales (Andersen et Mølhave, 1983). Les résultats d'études expérimentales indiquent que chez des personnes en bonne santé ainsi que chez des asthmatiques, une brève exposition (allant jusqu'à 3 heures) à des concentrations de formaldéhyde pouvant aller jusqu'à 3,6 mg/m³ n'avait aucun effet nuisible cliniquement significatif sur la fonction pulmonaire (Day et al., 1984; Sauder et al., 1986, 1987; Schachter et al., 1986, 1987; Green et al., 1987; Witek et al., 1987; Harving et al., 1990).

2.4.4.2 Études épidémiologiques

2.4.4.2.1 Cancer

Dans des études épidémiologiques portant sur des populations exposées en milieu de travail, on a examiné en profondeur la possibilité que le formaldéhyde soit relié au cancer de divers organes. En fait, il y a eu plus de 30 études de cohortes et de cas-témoins portant sur des professionnels, y compris des pathologistes et des embaumeurs, et des travailleurs industriels. En outre, plusieurs auteurs ont effectué des méta-analyses des données disponibles.

Les mesures du risque effectuées dans le cadre de récentes études cas-témoins et de cohortes sont respectivement présentées aux tableaux 5 et 6.

Dans la plupart des études épidémiologiques, l'association potentielle entre l'exposition au formaldéhyde et le cancer des voies respiratoires a été examinée. Toutefois, dans certaines études cas-témoins et de cohortes, on a occasionnellement observé des risques accrus de divers cancers autres que ceux des voies respiratoires (p. ex., le myélome multiple, le lymphome non hodgkinien, le mélanome oculaire, ainsi que le cancer du cerveau, des tissus conjonctifs, du pancréas, du sang, de la lymphe et des organes hématopoïétiques, et du colon), mais ces risques accrus ont été signalés de façon sporadique seulement et peu régulièrement. En outre, les résultats des études sur la toxicocinétique et le métabolisme chez les animaux de laboratoire et les humains indiquent que la plus grande partie du formaldéhyde inhalé se dépose dans les voies respiratoires supérieures. Par conséquent, étant donné que les preuves montrant qu'il se forme des tumeurs ailleurs que dans les voies respiratoires ne satisfont pas aux critères classiques de causalité (p. ex., de concordance et de plausibilité biologique) en ce qui concerne les associations observées dans les études épidémiologiques, il sera question dans la présente section des tumeurs nasales, puis pulmonaires, pour lesquelles la prépondérance de la preuve est la plus forte.

Tableau 5 Résumé des mesures du risque dans les études cas-témoins

Cancer1	Exposition au formaldéhyde	Mesure du risque (IC de 95 %)	Référence (commentaires)
Oropharynx ou hypopharynx SEER dans la population - État de Washington	exposition professionnelle ≥ 10 ans cote d'exposition professionnelle ≥ 20	RIA = 1,3 (0,7-2,5) RIA = 1,5 (0,7-3,0)	Reference (comments) Vaughan et al., 1986a (D'après le Groupe de travail du CIRC, la différence entre le nombre d'entrevues réalisées avec les proches parents et les témoins peut avoir influé sur les ratios d'incidence approchés.)
Nasopharynx SEER dans la population - État de Washington	cote d'exposition ≥ 20	RIA = 2,1 (0,6-7,8)	Vaughan et al., 1986a (D'après le Groupe de travail du CIRC, la différence entre le nombre d'entrevues réalisées avec les proches parents et les témoins peut avoir influé sur les ratios d'incidence approchés.)
Nasopharynx SEER dans la population - État de Washington	exposition résidentielle ≥10 ans exposition résidentielle < 10 ans	RIA = 5,5 (1,6-19,4) RIA = 2,1 (0,7-6,6)	Vaughan et al., 1986b (D'après le Groupe de travail du CIRC, vivre dans une maison mobile ne peut convenablement remplacer l'exposition.)
Carcinome spinocellulaire nasal Dans les hôpitaux - Pays-Bas	évaluation A de l'exposition professionnelle évaluation B de l'exposition professionnelle	RIA = 3,0 (1,3-6,4) 2 RIA = 1,9 (1,0-3,6) 2	Hayes et al., 1986 (D'après le Groupe de travail du CIRC, le pourcentage de décès chez les malades était supérieur à celui chez les témoins; un nombre variable de proches parents ont été interviewés par téléphone (10 % des témoins, mais aucun malade). En outre, les résultats des évaluations A et B, quoique différents, étaient tous deux positifs.)
			Olsen et Asnaes, 1986 (D'après le Groupe de travail du CIRC, l'ajustement était peut-être insuffisant pour tenir compte du facteur confusionnel de la sciure fine dans le cas de l'adénocarcinome; il est aussi d'avis que le carcinome spinocellulaire est probablement moins touché parce qu'il n'est pas clairement associé à la sciure fine.) (Petit nombre de cas)
Nasopharynx Connecticut Tumour Registry	cote d'exposition ≥ 20	RIA = 2,1 (0,6-7,8)	Vaughan et al., 1986a (D'après le Groupe de travail du CIRC, la différence entre le nombre d'entrevues réalisées avec les proches parents et les témoins peut avoir influé sur les ratios d'incidence approchés.)
Nasopharynx SEER dans la population - État de Washington	exposition résidentielle ≥10 ans exposition résidentielle < 10 ans	RIA = 5,5 (1,6-19,4) RIA = 2,1 (0,7-6,6)	Vaughan et al., 1986b (D'après le Groupe de travail du CIRC, vivre dans une maison mobile ne peut convenablement remplacer l'exposition.)
Carcinome spinocellulaire nasal Dans les hôpitaux - Pays-Bas	évaluation A de l'exposition professionnelle évaluation B de l'exposition professionnelle	RIA = 3,0 (1,3-6,4) 2 RIA = 1,9 (1,0-3,6) 2	Hayes et al., 1986 (D'après le Groupe de travail du CIRC, le pourcentage de décès chez les malades était supérieur à celui chez les témoins; un nombre variable de proches parents ont été interviewés par téléphone (10 % des témoins, mais aucun malade). En outre, les résultats des évaluations A et B, quoique différents, étaient tous deux positifs.)
			Olsen et Asnaes, 1986 (D'après le Groupe de travail du CIRC, l'ajustement était peut-être insuffisant pour tenir compte du facteur confusionnel de la sciure fine dans le cas de l'adénocarcinome; il est aussi d'avis que le carcinome spinocellulaire est probablement moins touché parce qu'il n'est pas clairement associé à la sciure fine.) (Petit nombre de cas)
Nasopharynx Connecticut Tumour Registry	catégorie de la plus forte exposition potentielle catégorie de la plus forte exposition potentielle et mort à 68 ans et plus	RIA = 2,3 (0,9-6,0) RIA = 4,0 (1,3-12)	Roush et al., 1987
Bouche et oropharynx Dans la population - Turin, Italie	« toute » exposition professionnelle exposition professionnelle « probable ou certaine »	RIA = 1,6 (0,9-2,8) RIA = 1,8 (0,6-5,5)	Merletti et al., 1991 (Petit nombre de cas avec « certaine » exposition au formaldehyde.)
Larynx SEER dans la population - État de Washington	Exposition professionnelle « aigue » exposition professionnelle ≥ 10 ans cote d'exposition professionnelle ≥ 20	RIA = 2,0 (0,2-19,5) RIA = 1,3 (0,6-3,1) RIA = 1,3 (0,5-3,3)	Wortley et al., 1992
Fosses nasales et sinus paranasal (adénocarcinome)	« toute » exposition sans sciure fine « toute » exposition et exposition de moyenne à élevée à la sciure fine	RIA = 8,1 (0,9-72,9) RIA = 692 (91,9-5 210)	Luce et al., 1993
Dans la population - France	« aucune » exposition, mais exposition de moyenne à élevée à la sciure fine	RIA = 130 (14,1-1 191)	(D'après le Groupe de travail du CIRC, l'exposition à la sciure fine est peut-être un facteur confusionnel résiduel.)
Nasopharynx Dans les hôpitaux - Philippines	<15 ans d'exposition >25 ans depuis la première exposition <25 ans à la première exposition	RIA = 2,7 (1,1-6,6) RIA = 2,9 (1,1-7,6) RIA = 2,7 (1,1-6,6)	West et al., 1993 (D'après le Groupe de travail du CIRC, il n'y avait pas de témoin pour la présence d'anticorps du virus Epstein-Barr, dont on avait précédemment observé qu'il était fortement associé au cancer du nasopharynx.)
Poumons Cohorte emboîtée de travailleurs de l'industrie chimique - Texas	exposition professionnelle probable	RIA = 0,62 (0,29-1,36)	Bond et al., 1986
Poumons	exposition professionnelle « longue et aiguë » (témoins pour la population cancer/témoins pour la population)	RIA = 1,5 (0,8-2,8)/ RIA = 1,0 (0,4-2,4)	Gérin et al., 1989
Poumons (adénocarcinome) Dans la population - Montréal (Qué.)	exposition professionnelle « longue et aiguë » (témoins pour la population cancer/témoins pour la population)	RIA = 2,3 (0,9-6,0)/ RIA = 2,2 (0,7-7,6)
Cancer des voies respiratoires Cohorte emboîtée de travailleurs finlandais du bois	exposition cumulative ≥ 3,6 mg/m3-mois, sans période minimale d'induction de 10 ans exposition cumulative ≥ 3,6 mg/m3-mois, avec période minimale d'induction de 10 ans exposition au formaldéhyde dans la sciure fine	RIA = 0,69 (0,21-2,24) 2 RIA = 0,89 (0,26-3,0) 2 RIA = 1,19 (0,31-4,56) 2	Partanen et al., 1990 (D'après le Groupe de travail du CIRC, il y avait trop peu de cancers ailleurs que dans les poumons pour qu'il soit possible de faire une analyse valable.)
Poumons Dans la population - Missouri	non-fumeurs pouvant être exposés	RIA = 0,9 (0,2-3,3)	Brownson et al., 1993
Poumons Cohorte emboîtée de travailleurs des fonderies américaines de l'industrie automobile	exposition professionnelle avec une période de latence de : 0 an 10 ans 15 ans 20 ans	RIA = 1,31 (0,93-1,85) RIA = 1,04 (0,71-1,52) RIA = 0,98 (0,65-1,47) RIA = 0,99 (0,60-1,62)	Andjelkovich et al., 1994
Myélome multiple Cas nouveaux dans le suivi de l'étude sur la prévention du cancer aux États-Unis	exposition probable	RIA = 1,8 (0,6-5,7)	Boffetta et al., 1989
Myélome multiple Danish Cancer Registry	hommes probablement exposés professionnellement femmes probablement exposées professionnellement	RIA = 1,1 (0,7-1,6) RIA = 1,6 (0,4-5,3)	Heineman et al., 1992 Pottern et al., 1992
Lymphome non hodgkinien Iowa State Health Registry	possibilité de « faible intensité » d'exposition possibilité de « forte intensité » d'exposition	RIA = 1,2 (0,9-1,7) RIA = 1,3 (0,5-3,8)	Blair et al., 1993
Mélanome oculaire Cas diagnostiqués ou traités à l'UCSF Ocular Oncology Unit	« jamais » exposés au formaldéhyde	RIA = 2,9 (1,2-7,0)	Holly et al., 1996

Tableau 6 Résumé des mesures du risque dans les études de cohortes

Cancer 1	Cohorte exposée	Mesure du risque 1	Référence (commentaires)
Cerveau	anatomistes masculins	RSM = 2,7 (1,3-5,0): 1 0	Stroup et al., 1986 (Exp osition probable à d'autres su bstances; aucune donnée quantitative sur l'exposition.)
Leucémie		RSM = 1,5 (0,7-2,7): 10
« Autres tissus lymphatiques »		RSM = 2,0 (0,7-4,4): 6
Fosses et sinus nasaux		RSM = 0 (0,7-7,2): 0
Larynx		RSM = 0,3 (0-2): 1
Poumons		RSM = 0,3 (0,1-0,5): 12
Myélome multiple	travailleurs masculins des fabriques d'abrasifs	RSI = 4 (0,5-14): 2	Edling et al., 1987 (Augmentations fondées seulement sur deux cas chacun.)
Lymphome		RSI = 2 (0,2-7,2): 2
Pancréas		RSI = 1,8 (0,2-6,6): 2
Poumons		RSI = 0,57 (0,1-2,1): 2
Cavité buccale	travailleurs de l'industrie du vêtement	RSM = 343 (118-786) 2: 4	Stayner et al., 1988
Tissu conjonctif		RSM = 364 (123-825) 2: 4
Trachée, bronches et poumons		RSM = 114 (86-149) 2: 39
Pharynx		RSM = 111 (20-359) 2: 2
Tube digestif	travailleurs des fabriques de résine	RSM = 134 (p > 0,05): 11	Bertazzi et al., 1989 (Petite cohorte exposée surtout à de faibles concentrations; peu de décès pendant la période d'observation.)
Estomac		RSM = 164 (p > 0,05): 5
Foie		RSM = 244 (p > 0,05): 2
Poumons		RSM = 69: 6
Cavité buccale et pharynx	pathologistes masculins	RSM = 0,52 (0,28-0,89): 13	Matanoski, 1989
Voies respiratoires		RSM = 0,56 (0,44-0,77): 77
Hypopharynx		RSM = 4,7 (0,97-13,4): 3
Pancréas		RSM = 1,4 (1,04-1,88): 47
Leucémie		RSM = 1,68 (1,14-2,38): 31
Cavité buccale et pharynx	travailleurs masculins des services funéraires	MP = 120 (81-171): 30	Hayes et al., 1990
Nasopharynx		MP = 216 (59-554): 4
Système lymphatique et hématopoïétique		MP = 139 (115-167): 115
Côlon		MP = 127 (104-153): 111
Trachée, bronches et poumons		MP = 94,9: 308
Poumons	travailleurs masculins de l'industrie chimique employés avant 1965	RSM = 123 (110-136): 348	Gardner et al., 1993 (35% de la cohorte exposés à >2 ppm [2,4 mg/m3])
Cavité buccale		RSM = 137 (28-141): 3
Pharynx		RSM = 147 (59-303): 7
Poumons	travailleurs exposés à >2,4 mg de formaldéhyde/m3 dans une installation	RSM = 126 (107-147): 165
Fosses nasales	travailleurs industriels masculins	RSIP = 2,3 (1,3-4,0): 13	Hansen and Olsen, 1995
Nasopharynx		RSIP = 1,3 (0,3-3,2): 4
Poumons		RSIP = 1,0 (0,9-1,1): 410
Larynx		RSIP = 0,9 (0,6-1,2): 32
Cavité buccale et pharynx		RSIP = 1,1 (0,7-1,7): 23
Fosses nasales	travailleurs industriels masculins exposés à des concentrations supérieures à la normale	RSIP = 3,0 (1,4-5,7): 9
Cavité buccale et pharynx	travailleurs masculins des fonderies de l'industrie automobile	RSM = 131 (48-266): 6	Andj elko vich et al., 1995
Trachée, bronches et poumons		RSM = 120 (89-158): 51	(25% de la cohorte exposés à >1,5 ppm [1,8 mg/m3])
Nasopharynx	white male industrial workers exposed to ≥0,1 ppm formaldehyde	RSM = 2,7 (p < 0,05): 6	Blair et al., 1986 (4% of cohort exposed to ≥2 ppm [2,4 mg/m3])
Nasopharynx	travailleurs industriels masculins de race blanche dont l'exposition cumulative au formaldéhyde est de : 0 ppm-années	RSM = 530: 1	Blair et al., 1986 (4 % de la cohorte exposés ¨¤ ≥ 2 ppm [2,4 mg/m3])
	≤0,5 ppm-années	RSM = 271 (p > 0,05): 2
	0,51-5,5 ppm-années	RSM = 256 (p > 0,05): 2
	>5,5 ppm-années	RSM = 433 (p > 0,05): 2
Nasopharynx	travailleurs industriels masculins de race blanche exposés concurremment à des particules et dont l'exposition cumulative au formaldéhyde est de : 0 ppm-années	RSM = 0: 0	Blair et al., 1987
	<0,5 ppm-années	RSM = 192: 1
	0,5-<5,5 ppm-années	RSM = 403: 2
	≥5,5 ppm-années	RSM = 746: 2
Nasopharynx	travailleurs industriels masculins de race blanche exposés : moins d'un an	RSM = 517 (p ≤ 0,05): 3	Collins et al., 1988
	pendant un an	RSM = 218 (p > 0,05): 3
	aux particules dans une installation	RSM = 1031 (p ≤ 0,01): 4
Nasopharynx	travailleurs masculins de race blanche embauchés entre 1947 et 1956, et employés dans une installation : pendant moins d'un an	RSM = 768 (p > 0,05): 2	Marsh et al., 1996
	pendant un an ≥	RSM = 1049 (p < 0,05): 2
Poumons	travailleurs industriels masculins de race blanche exposés à ≥ 0,1 ppm de formaldéhyde	RSM = 111 (96-127): 210	Blair et al., 1986
	travailleurs industriels masculins de race blanche ≥ 20 ans après la première exposition	RSM = 132 (p ≤ 0,05): 151	(4% of cohort exposed to ≥2 ppm [2,4 mg/m3])
	travailleurs industriels masculins de race blanche dont l'exposition cumulative est de : 0 ppm-années	RSM = 68 (37-113): 14
	≥0,5 ppm-années	RSM = 122 (98-150): 88
	0,51-5,5 ppm-années	RSM = 100 (80-124): 86
	>5,5 ppm-années	RSM = 111 (85-143): 62
Poumons	travailleurs masculins de race blanche salariés de la cohorte industrielle exposée au formaldéhyde et à d'autres substances	RSM = 1,4 (p ≤ 0,05): 124	Blair et al., 1990a
	travailleurs masculins de race blanche de la cohorte industrielle exposée au formaldéhyde	RSM = 1,0 (p > 0,05): 88
Poumons	membres de la cohorte industrielle âgés de moins de 65 ans et dont l'exposition cumulative est de : <0,1 ppm-années	RR = 1,0	Sterling and Weinkam, 1994
	0,1-0,5 ppm-années	RR = 1,47 (1,03-2,12) 2
	0,5-2,0 ppm-années	RR = 1,08 (0,67-1,70) 2
	>2,0 ppm-années	RR = 1,83 (1,09-3,08) 2
	travailleurs masculins de la cohorte industrielle âgés de moins de 65 ans et dont l'exposition cumulative est de : <0,1 ppm-années	RR = 1,0
	0,1-0,5 ppm-années	RR = 1,50 (1,03-2,19) 2
	0,5-2,0 ppm-années	RR = 1,18 (0,73-1,90) 2
	>2,0 ppm-années	RR = 1,94 (1,13-3,34) 2
Poumons	travailleurs masculins de race blanche salariés de la cohorte industrielle dont l'exposition cumulative est >2 ppm -a ns et qui ont été exposés pendant : <1 an	(no observed deaths)	Blair and Stewart, 1994
	1-<5 années	RSM = 1,1 (p > 0,05): 9
	5-<10 années	RSM = 2,8 (p < 0,05): 17
	>10 années	RSM = 1,0 (p > 0,05): 10
Poumons	travailleurs masculins de race blanche employés dans une installation pendant : <1 an	RSM = 134 (p < 0,05): 63	Marsh et al., 1996 (25 % exposés à >0,7 ppm [0,9 mg/m3])
	≥1 an	RSM = 119 (p > 0,05): 50
Poumons	travailleurs masculins de race blanche de la cohorte industrielle dont l'exposition cumulative est de : 0 ppm-années	RR = 1,00	Callas et al., 1996
	0,05-0,5 ppm-années	RR = 1,46 (0,81-2,61)
	0,51-5,5 ppm-années	RR = 1,27 (0,72-2,26)
	>5,5 ppm-années	RR = 1,38 (0,77-2,48)

Dans les études cas-témoins (tableau 5), il est arrivé qu'on ne constate aucun accroissement des risques en général (Vaughan et al., 1986a), mais dans trois des quatre études (Vaughan et al., 1986a; Roush et al., 1987; West et al., 1993), les risques de cancer du nasopharynx ont augmenté de façon significative (jusqu'à 5,5 fois) chez les travailleurs exposés pendant une période de 10 à 25 ans ou chez ceux qui étaient le plus fortement exposés; toutefois, tel qu'indiqué au tableau 5, la plupart de ces études sont limitées. Dans une autre étude dont on juge aussi qu'elle est limitée (Olsen et Asnaes, 1986), il n'y a pas eu d'accroissement des risques. Dans deux des trois études où l'association entre le formaldéhyde et les carcinomes spinocellulaires nasaux a été examinée (Olsen et Asnaes, 1986; Hayes et al., 1990), l'accroissement des risques n'était pas significatif, et dans l'autre, il était inexistant (Luce et al., 1993), mais toutes ces études étaient limitées (tel qu'indiqué au tableau 5). Dans la seule étude où l'association entre l'exposition au formaldéhyde et l'adénocarcinome des fosses nasales a été examinée, il y avait un accroissement non significatif des risques qui a été exarcerbé en présence de sciure fine (Luce et al., 1993), bien qu'on n'ait pu exclure la possibilité d'un facteur confusionnel résiduel dû à la sciure fine (tableau 5).

Dans les études de cohortes portant sur des populations de professionnels et de travailleurs industriels exposés au formaldéhyde dans le cadre de leur emploi, il existe peu de preuves convaincantes que les risques de cancer du nasopharynx augmentent, mais il est à noter que, dans toutes les études, le nombre total de cas de ce cancer rare était peu élevé (environ 15 cas se chevauchant quelque peu dans l'ensemble des études mentionnées au tableau 6). Les risques n'ont pas augmenté dans les études de moindre envergure portant sur des anatomistes ou des employés de salon funéraire (Hayes et al., 1990), ni dans une étude sur l'incidence proportionnelle chez des travailleurs industriels (Hansen et Olsen, 1995); toutefois, dans cette dernière étude, le ratio standardisé d'incidence proportionnelle (RSIP) pour les cancers des « fosses nasales » a considérablement augmenté (d'un facteur de 3) chez les travailleurs plus exposés. Dans une cohorte de 11 000 travailleurs du vêtement, le nombre de décès dus au cancer des fosses nasales a été jugé trop faible pour être évalué (Stayner et al., 1988). Dans une cohorte de 14 000 travailleurs employés dans six fabriques de produits chimiques et de matières plastiques au Royaume-Uni, dont 35 % étaient exposés à une concentration de formaldéhyde supérieure à 2 ppm (2,4 mg/m³), un seul cancer du nez a été observé, bien qu'on en ait prévu 1,7 (Gardner et al., 1993). D'après les résultats de la plus importante étude de cohortes sur la mortalité industrielle, où 4 % des 26 561 employés engagés avant 1966 dans 10 installations américaines avaient été exposés à une concentration de formaldéhyde ≥ 2 ppm [2,4 mg/m³], il y a eu environ 3 fois plus de décès dus au cancer du nasopharynx causé par l'exposition au formaldéhyde en milieu de travail (Blair et al., 1986). Toutefois, des analyses subséquentes ont révélé que cinq des sept personnes décédées avaient aussi été exposées à des particules, et que quatre des sept décès s'étaient produits à une installation industrielle en particulier (Blair et al., 1987; Collins et al., 1988; Marsh et al., 1996). Trois des sept personnes décédées des suites d'un cancer du nasopharynx avaient été employées pendant moins d'un an (Collins et al., 1988), et les quatre personnes décédées à une installation en particulier étaient des employés à court terme aussi bien qu'à long terme (Marsh et al., 1996).

Dans la plupart des études de cas-témoins, il n'y a pas eu d'augmentation des cas de cancer du poumon (Bond et al., 1986; Gérin et al., 1989; Brownson et al., 1993; Andjelkovich et al., 1994). Dans la seule étude où la relation exposition-réponse a été examinée, il n'y a pas eu d'augmentation importante des cas d'adénocarcinome du poumon pour les personnes dont l'exposition en milieu de travail était « longue et aiguë »; même si le ratio d'incidence approché (RIA) était plus grand que celui pour le « cancer du poumon », peu de cas ont permis de justifier cette observation (Gérin et al., 1989). Il n'y a eu aucune association entre les risques relatifs (RR) et la période de latence (Andjelkovich et al., 1994). Dans l'étude la plus poussée de la relation exposition-réponse, il n'y a pas eu d'augmentation de l'incidence du cancer du poumon chez les travailleurs subdivisés en fonction de la période de latence, mais on a observé une augmentation non significative chez ceux qui étaient aussi exposés à la sciure fine. On n'a constaté aucun accroissement significatif de « tous les cancers des voies respiratoires » en fonction du niveau et de la durée d'exposition, de l'exposition cumulative, de la durée des expositions répétées à des concentrations maximales ou de la durée de l'exposition au formaldéhyde présent dans la poussière, sauf dans le cas d'une catégorie (Partanen et al., 1990).

Dans des é tudes m oins importantes de cohortes de professionn els et de tr availleurs industriels (tableau 6), il n'y a pas eu d'augmentation significative des cancers de la trachée, des bronches ou du poumon (Hayes et al., 1990; Andjelkovich et al., 1995), de la cavité buccale ou du pharynx (Matanoski, 1989; Hayes et al., 1990; Andjelkovich et al., 1995), du poumon (Stroup et al., 1986; Bertazzi et al., 1989; Hansen et Olsen, 1995) ou des voies respiratoires (Matanoski, 1989). Dans une cohorte de 11 000 travailleurs du vêtement, il n'y a pas eu d'augmentation des cancers de la trachée, des bronches ou du poumon, de la cavité buccale ou du pharynx (Stayner et al., 1988). Dans une cohorte de 14 000 travailleurs employés dans six fabriques de produits chimiques et de matières plastiques au Royaume-Uni, dont 35 % étaient exposés à une concentration de formaldéhyde supérieure à 2 ppm (2,4 mg/m³), on n'a pas observé d'augmentation significative (comparativement aux taux locaux) des cas de cancer du poumon chez les travailleurs employés avant 1965. Chez les groupes employés dans l'une ou l'autre des fabriques, le ratio standardisé de mortalité (RSM) pour le cancer du poumon a augmenté de façon significative seulement dans le sous-groupe des travailleurs « fortement exposés » dans une fabrique. Toutefois, il n'y avait aucune relation significative avec les années d'emploi ou l'exposition cumulative (Gardner et al., 1993).

Dans cette cohorte, on n'a observé aucune augmentation des cas de cancer dans la cavité buccale ou le pharynx.

Dans la plus importante étude de mortalité industrielle portant sur une cohorte de 26 561 travailleurs employés avant 1966 dans 10 installations des États-Unis, dont 4 % étaient exposés à une concentration de formaldéhyde ≥2 ppm [2,4 mg/m³], Blair et al. (1986) ont observé une augmentation faible, mais significative (facteur de 1,3) des décès occasionnés par le cancer du poumon dans la sous-cohorte de travailleurs industriels masculins de race blanche dans les ≥ 20 ans suivant la première exposition. Toutefois, les résultats d'un certain nombre d'études complémentaires dans ce groupe de travailleurs industriels n'ont pas permis de confirmer davantage la relation exposition-réponse (c'est-à-dire l'exposition cumulative, moyenne et maximale ainsi que la durée et l'intensité), sauf en présence d'autres substances (Blair et al., 1986, 1990a; Marsh et al., 1992, 1996; Blair et Stewart, 1994; Callas et al., 1996).

Des méta-analyses des données provenant d'études épidémiologiques publiées entre 1975 et 1991 ont été effectuées par Blair et al. (1990b) ainsi que par Partanen (1993). Elles ont révélé qu'aucun risque accru de cancer de la cavité buccale n'était associé à l'exposition au formaldéhyde (Blair et al., 1990b; Partanen, 1993). Blair et al. (1990b) ont indiqué que le risque relatif cumulatif de cancer nasal n'avait pas augmenté pour la peine chez les personnes moins (RR = 0,8) ou plus (RR = 1,1) exposées au formaldéhyde, tandis que Partanen (1993) a mentionné que le risque relatif cumulatif de cancer naso-sinusal chez les personnes fortement exposées au formaldéhyde était significativement élevé (RR = 1,75). Dans les deux méta-analyses, on a constaté une augmentation significative du risque relatif cumulatif (variant de 2,1 à 2,74) de cancer du nasopharynx chez les personnes le plus exposées au formaldéhyde; pour les personnes faiblement ou de faiblement à moyennement exposées, le risque relatif cumulatif de cancer du nasopharynx variait de 1,10 à 1,59 (Blair et al., 1990b; Partanen, 1993). L'analyse de la relation exposition-réponse par Blair et al. (1990b) et Partanen (1993) est respectivement fondée sur trois et cinq études où des risques accrus de cancer du nasopharynx ont été observés.

Les deux méta-analyses ont indiqué qu'il n'y avait pas de risque accru de cancer du poumon chez les professionnels exposés au formaldéhyde, mais que chez les travailleurs industriels, il y avait une augmentation légère (mais significative) du risque relatif cumulatif dans le cas des personnes faiblement et de faiblement à moyennement exposées (les deux RR étant de 1,2) au formaldéhyde, comparativement aux personnes fortement (RR = 1,0) ou appréciablement (RR = 1,1) exposées (Blair et al., 1990b; Partanen, 1993).

Plus récemment, Collins et al. (1997) ont déterminé, en se fondant sur une méta-analyse des données provenant d'études de cas-témoins et de cohortes publiées entre 1975 et 1995, les risques relatifs cumulatifs de mortalité due au cancer du nez, du nasopharynx et du poumon associés à l'exposition potentielle au formaldéhyde. Dans le cas du cancer du nez, les risques relatifs cumulatifs (RR méta) calculés d'après les études de cohortes et de cas-témoins étaient respectivement de 0,3 (IC de 95 % = 0,1-0,9) et de 1,8 (IC de 95 % = 1,4-2,3). Contrairement aux résultats de Blair et al. (1990b) et de Partanen (1993), Collins et al. (1997) ont conclu que rien ne prouvait l'augmentation du risque de cancer du nasopharynx associé à l'exposition au formaldéhyde; ces résultats différents ont été attribués à l'inclusion d'autres études plus récentes dont les résultats étaient négatifs (notamment celle de Gardner et al., 1993) ainsi qu'à la correction apportée pour tenir compte de la sous-estimation des chiffres prévus. D'après ces auteurs, les analyses précédentes de la relation exposition-réponse étaient discutables, portaient sur une seule étude de cohortes et réunissaient les groupes non quantifiés de personnes moyennement et fortement exposées des études de cas-témoins avec le groupe quantifié de personnes fortement exposées dans la seule étude de cohortes positive. Bien que Collins et al. (1997) n'aient pas analysé la relation exposition-réponse, ils étaient d'avis que les données des études de cas-témoins auraient dû être réunies avec celles de l'étude des cohortes faiblement exposées. D'après les résultats des études de cohortes de travailleurs industriels, de pathologistes et d'embaumeurs, les risques relatifs de cancer du poumon étaient respectivement de 1,1 (IC de 95 % = 1,0-1,2), de 0,5 (IC de 95 % = 0,4-0,6) et de 1,0 (IC de 95 % = 0,9-1,1), et le risque relatif de cancer du poumon calculé d'après les études de cas-témoins était de 0,8 (IC de 95 % = 0,7-0,9).

2.4.4.2.2 Génotoxicité

Une incidence accrue des cellules micronucléées dans les muqueuses buccales ou nasales a été mentionnée dans quelques études portant sur des personnes exposées au formaldéhyde en milieu de travail (Ballarin et al., 1992; Suruda et al., 1993; Kitaeva et al., 1996; Titenko-Holland et al., 1996). Des preuves d'effets génétiques (c.-à-d. d'aberrations chromosomiques et d'échanges de chromatides soeurs) dans les lymphocytes périphériques de personnes exposées à de la vapeur de formaldéhyde ont été signalées dans certaines études (Suskov et Sazonova, 1982; Bauchinger et Schmid, 1985; Yager et al., 1986; Dobiás et al., 1988, 1989; Kitaeva et al., 1996), mais non dans d'autres (Fleig et al., 1982; Thomson et al., 1984; Vasudeva et Anand, 1996; Zhitkovich et al., 1996). Les données disponibles sont compatibles avec des réponses faiblement positives en général; il existe de bonnes preuves à l'appui d'effets se produisant au po int de contact initial, mais il n'est pas c ert ain qu'il y ait des effets systémi q ues, bien qu'on ne puisse exclure la contribution d' expositions concurrentes.

2.4.4.2.3 Irritation et fonction des voies respiratoires

Les symptômes de l'irritation des voies respiratoires et les effets sur la fonction pulmonaire ont été examinés dans des études de populations exposées au formaldéhyde (et à d'autres composés), tant en milieu de travail qu'en milieu général.

Dans quelques études portant sur un nombre relativement restreint de travailleurs (38-84) et où l'exposition a été mesurée individuellement, on a observé une plus grande fréquence de symptômes surtout reliés à l'irritation des yeux et des voies respiratoires chez les travailleurs exposés au formaldéhyde, comparativement à divers groupes témoins, pendant la fabrication de fibre de verre enrobée de résine (Kilburn et al., 1985a), de produits chimiques, de meubles et de produits du bois (Alexandersson et Hedenstierna, 1988, 1989; Holmström et Wilhelmsson, 1988; Malaka et Kodama, 1990), ou au cours de leur emploi dans l'industrie des services funéraires (Holness et Nethercott, 1989). Toutefois, en raison du petit nombre de travailleurs exposés, il a été impossible d'examiner en profondeur la relation exposition-réponse dans la plupart de ces études. Dans la seule étude où cette relation a été examinée (Horvath et al., 1988), le formaldéhyde a été un prédicteur significatif des symptômes de l'irritation des yeux, du nez et de la gorge, ainsi que de l'expectoration, de la toux et des douleurs à la poitrine. Dans ces études, les travailleurs étaient exposés à des concentrations moyennes de formaldéhyde égales ou supérieures à 0,17 ppm (0,2 mg/m³).

Les résultats d'études des effets sur la fonction pulmonaire chez les populations exposées en milieu de travail sont quelque peu contradictoires. Des réductions préquart (jugées indicatives d'une exposition chronique des travailleurs) allant jusqu'à 12 % dans les paramètres de la fonction pulmonaire (p. ex., la capacité vitale forcée, le volume expiratoire maximum et le débit expiratoire maximum) ont été mentionnées dans quelques études moins importantes portant sur des travailleurs de l'industrie des produits chimiques, de l'ameublement et du contreplaqué (Alexandersson et Hedenstierna, 1988, 1989; Holmström et Wilhelmsson, 1988; Malaka et Kodama, 1990; Herbert et al., 1994). En général, ces effets sur la fonction pulmonaire étaient faibles et passagers pendant un quart de travail, ils s'accumulaient pendant plusieurs années, et ils étaient réversibles après des périodes relativement courtes sans exposition (p. ex., 4 semaines); les effets étaient plus évidents chez les non-fumeurs que chez les fumeurs (Alexandersson et Hedenstierna, 1989). Dans le sous-ensemble de ces études (c'est-à-dire à l'exclusion seulement de celle de Malaka et Kodama, 1990) où l'exposition a été mesurée individuellement, des travailleurs ont été exposés à des concentrations moyennes de formaldéhyde égales ou supérieures à 0,4 mg/m³ (0,3 ppm).

Dans la seule étude où la relation dose-réponse a été examinée, on a constaté qu'il existait une association entre l'exposition au formaldéhyde et la diminution de la fonction pulmonaire (Alexandersson et Hedenstierna, 1989). Toutefois, on n'a trouvé aucune preuve de la diminution de la fonction pulmonaire dans d'autres études portant sur un grand nombre de travailleurs (84-254) exposés au formaldéhyde pendant la fabrication de produits du bois (diminutions d'un quart à l'autre corrélées avec l'exposition au formaldéhyde, mais non avec les réductions préquart) (Horvath et al., 1988) ou de résines (Nunn et al., 1990), ou en raison d'un emploi dans l'industrie des services funéraires (Holness et Nethercott, 1989). Ces groupes de travailleurs ont été exposés à des concentrations moyennes de formaldéhyde pouvant être supérieures à 2 ppm (2,4 mg/m³).

Dans une étude des résidences au Minnesota, la fréquence des cas d'irritation du nez et de la gorge chez les résidents était faible à un niveau d'exposition au formaldéhyde inférieur à 0,12 mg/m³ (0,1 ppm), mais elle était considérable lorsqu'il était supérieur à 0,4 mg/m³ (0,3 ppm) (Ritchie et Lehnen, 1987). Cette étude comportait l'analyse de la relation entre les concentrations mesurées de formaldéhyde et les symptômes déclarés de près de 2 000 résidents dans 397 maisons mobiles et 494 maisons classiques. À la suite du dosage du formaldéhyde dans les échantillons prélevés dans deux pièces à une occasion, on a classé les niveaux d'exposition comme suit en se fondant sur la valeur moyenne pour les deux échantillons : « faible » (<0,1 ppm [0,12 mg/m³]), « moyen » (0,1-0,3 ppm [0,12-0,4 mg/m³]) et « élevé » (>0,3 ppm [0,4 mg/m³]). Tous les répondants (qui ne connaissaient pas les résultats des mesures) ont été classés en fonction de quatre variables dépendantes pour les effets sur la santé (oui/non pour l'irritation des yeux, l'irritation du nez et de la gorge, la migraine et les éruptions cutanées) et de quatre variables explicatives : l'âge, le sexe, le tabagisme et l'exposition (faible, moyenne ou élevée) au formaldéhyde. Dans tous les cas, les effets du formaldéhyde ont été beaucoup plus marqués aux concentrations supérieures à 0,3 ppm (0,4 mg/m³). L'effet le plus souvent mentionné a été l'irritation des yeux, suivi de l'irritation du nez et de la gorge, de la migraine et des éruptions cutanées. Un fort pourcentage de la population (71-99 %) a signalé une irritation des yeux, du nez et de la gorge ou une migraine à une concentration supérieure à 0,3 ppm (0,4 mg/m³), mais peu de gens ont signalé des effets à une concentration inférieure à 0,1 ppm (0,12 mg/m³) : de 1 à 2 % pour l'irritation des yeux, de 0 à 11 % pour l'irritation du nez ou de la gorge, et de 2 à 10 % pour la migraine.

Dans le premier cas, la fréquence des éruptions cutanées variait entre 5 et 44 %, et dans le deuxième, entre 0 et 3 %.

Des données préliminaires indiquent que des concentrations relativement faibles de formaldéhyde produisent des effets sur la fonction pulmonaire des enfants dans le milieu résidentiel, et une étude plus poussée de cette question semble justifiée. Bien qu'il n'y ait eu aucune augmentation des symptômes (toux chronique et expectoration, sifflement et crises d'essoufflement) mentionnés dans les questionnaires à remplir soi-même, on a constaté une augmentation de la fréquence des cas de bronchite chronique et d'asthme déclarés au médecin chez 298 enfants âgés de 6 à 15 ans exposés dans leur foyer à des concentrations variant entre 60 et 140 ppb (72 et 168 µg/m³), notamment chez ceux aussi exposés à la FTA (Krzyzanowski et al., 1990). Il y avait une association entre l'exposition et la réponse fondée sur la subdivision de la population en groupes pour lesquels les concentrations étaient de ≤ 40 ppb (48 µg/m³), de 41 à 60 ppb (48-72 µg/m³) et supérieures à 60 ppb (72 µg/m³), même si les pourcentages de la population dans les groupes moyennement et fortement exposés étaient faibles (<10 et <4 % respectiveme nt). L'expos ition au formaldéhyde a &eacute ;té caractérisée en la mesur ant dans la cuisine, la principale pièce de s&eacute ;jour et la chambre à coucher de chaque sujet pendant deux périodes d'une semaine. On ne sait pas si on a caché aux répondants les résultats des mesures lorsqu'ils ont rempli les questionnaires. Les débits expiratoires de pointe (DEP) ont aussi diminué linéairement en fonction de l'exposition, et à 60 ppb (72 µg/m³), cette diminution équivalait à 22 % du DEP chez les enfants non exposés; à des concentrations aussi faibles que 30 ppb (36 µg/m³), la diminution était de 10 %. Dans un échantillon de plus grande taille comprenant 613 adultes, les effets ont été moins évidents; il n'y a pas eu d'augmentation des symptômes ni des maladies respiratoires, et le DEP a faiblement diminué de façon passagère seulement le matin et surtout chez les fumeurs, ce qui n'a pu être expliqué. Les résultats des analyses exposition-réponse chez les adultes n'ont pas été présentés.

Dans une étude portant sur 1 726 occupants de maisons contenant de la MIUF et 720 résidents de maisons témoins, des questionnaires sur la santé ont été distribués, et une série de tests objectifs pour la fonction pulmonaire, la résistance des voies nasales, le sens olfactif et la cytologie de la surface nasale ont été effectués (Broder et al., 1988). Les distributions des groupes d'âge dans cette population étaient de 80 % (16 ans et plus), de 10 % (moins de 10 ans) et de 10 % (de 10 à 15 ans); dans le cas des enfants de moins de 10 ans, c'est seulement le questionnaire qui a été rempli. On a mesuré le formaldéhyde dans les maisons de ces résidents pendant 2 jours consécutifs, dont l'un était celui où les occupants ont été examinés, dans un endroit central, dans toutes les chambres à coucher et dans la cour. L'analyse des résultats a révélé que la fréquence des symptômes augmentait, surtout aux concentrations de formaldéhyde supérieures à 0,12 ppm (0,14 mg/m³), même s'il y avait des preuves de l'interaction entre la MIUF et le formaldéhyde associée à ces effets. On n'a pas constaté d'effets sur les autres paramètres étudiés, à l'exception d'une faible augmentation des cas de métaplasie pavimenteuse de l'épithélium du nez chez les résidents ayant l'intention de faire enlever la MIUF de leur maison. La concentration médiane de formaldéhyde dans les maisons contenant de la MIUF était de 0,038 ppm (0,046 mg/m³), et la concentration maximale, de 0,227 ppm (0,272 mg/m³); dans les maisons témoins, les concentrations correspondantes étaient de 0,031 ppm (0,037 mg/m³), et de 0,112 ppm (0,134 mg/m³). Il est à noter que les malaises des personnes demeurant dans les maisons contenant de la MIUF ont considérablement diminué après l'assainissement des lieux, même si les concentrations de formaldéhyde n'avaient pas changé.

2.4.4.2.4 Effets immunologiques

Les études épidémiologiques concernant les effets de l'exposition au formaldéhyde sur le système immunitaire ont porté principalement sur les réactions allergiques (rapport de synthèse de Feinman, 1988; Bardana et Montanaro, 1991; Stenton et Hendrick, 1994). Les cas de réactions allergiques systémiques ou localisées ont été attribués au formaldéhyde présent dans divers produits. Cette substance est un irritant pour les voies respiratoires, et certains rapports ont laissé entendre que l'asthme contracté à la suite de l'inhalation de formaldéhyde peut être dû à des mécanismes immunologiques. Les conditions particulières de l'exposition ainsi que les idiosyncrasies individuelles sont probablement des facteurs importants permettant de déterminer si l'exposition au formaldéhyde par inhalation peut avoir sur la fonction pulmonaire des effets nocifs à médiation immunologique. Les effets immunologiques (p. ex., la dermatite de contact) résultant de l'exposition au formaldéhyde par voie cutanée ont été plus clairement définis. La concentration dont il est probable qu'elle provoque des réactions de dermatite de contact chez les personnes hypersensibles peut être aussi faible que 30 ppm. D'après les résultats d'enquêtes menées en Amérique du Nord, moins de 10 % des patients présentant des signes de dermatite de contact peuvent être immunologiquement hypersensibles au formaldéhyde.

2.4.4.2.5 Autres effets

Des changements histopathologiques dans l'épithélium nasal ont été examinés dans des études portant sur des travailleurs exposés à de la vapeur de formaldéhyde en milieu de travail (Berke, 1987; Edling et al., 1988; Holmström et al., 1989c; Boysen et al., 1990; Ballarin et al., 1992).

Dans les plus limitées de ces études (Berke, 1987), sauf une, la fréquence de la métaplasie de l'épithélium nasal a augmenté chez les populations surtout exposées au formaldéhyde en milieu de travail, comparativement aux populations témoins d'âge correspondant; en outre, des changements dysplasiques ont occasionnellement été observés chez les personnes exposées à cette substance. Dans la plus complète de ces études, la seule où il y ait eu des mesures individuelles de l'exposition fondées sur un échantillonnage personnel et aréolaire (Holmström et al., 1989c), les cotes histologiques moyennes ont augmenté chez 70 travailleurs surtout exposés au formaldéhyde (valeur moyenne de 0,3 mg/m³, écart-type de 0,16 mg/m³), comparativement à 36 témoins. Lorsque des facteurs confusionnels ont été examinés, ils n'ont pas expliqué les effets. Par exemple, dans l'étude qui vient d'être mentionnée, les changements n'étaient pas significatifs chez une population exposée à de la sciure fine contenant du formaldéhyde qui a aussi été examinée. Edling et al. (1988) n'ont pas observé de variation dans les cotes histologiques des travailleurs exposés à la sciure fine et au formaldéhyde, comparativement à ceux qui étaient exposés à cette dernière substance seulement. Lorsque la relation entre les scores histologiques et la durée de l'exposition a été examinée, on a constaté qu'elle était inexistante, ce qui peut toutefois être expliqué par la faible taille des sous-groupes (Edling et al., 1988).

Les données disponibles sont donc compatibles avec l'hypothèse selon laquelle le formaldéhyde est principalement responsable de l'induction de ces lésions histopathologiques dans le nez. Toutefois, le poids de la preuve de causalité est faible, surtout en raison du nombre limité d'études portant sur des populations de travailleurs relativement petites qui ne permettent pas d'examiner convenablement, par exemple, la relation exposition-réponse.

Les récentes études épidémiologiques ne permettent pas d'affirmer hors de tout doute que l'exposition de la mère (Hemminki et al., 1985; John et al., 1994; Taskinen et al., 1994) ou du père (Lindbohm et al., 1991) au formaldéhyde augmente le risque de fausse couche.

Il existe peu de preuves convaincantes montrant que le formaldéhyde est neurotoxique pour les populations exposées en milieu de travail, mais dans des exposés de cas et une série d'études transversales par les mêmes chercheurs (Kilburn et al., 1985a et b, 1987, 1989; Kilburn et Warshaw, 1992; Kilburn, 1994), cette substance a été jugée responsa ble de troubles neurocomportementaux comme l'in somnie, le manque de concentration, la perte de m émoire et la modification de l'humeur et de l'équilibre ainsi que de la perte d'appétit. Toutefois, les effets déclarés, qui comprenaient une augmentation des symptômes signalés par les intéressés (pour lesquels la fréquence des symptômes comportementaux, neurologiques et dermatologiques a parfois été combinée pour les analyses), ou les effets sur les mesures plus objectives de la fonction neurocomportementale ont été restreints principalement aux travailleurs dans le domaine de l'histologie. L'attribution des effets au formaldéhyde dans ce groupe est compliquée en raison des expositions concurrentes; en fait, l'analyse des échantillons prélevés dans un petit nombre de laboratoires d'histologie a confirmé que ces travailleurs étaient probablement exposés à diverses concentrations de formaldéhyde, de xylène, de chloroforme et de toluène. En outre, on n'a pas vérifié les mesures grossières permettant de différencier l'exposition au formaldéhyde de celle aux solvants; pour cela, les travailleurs ont dû se rappeler le temps consacré à effectuer diverses tâches.