Sels d’aluminium, contenu final : chapitre 3.1

3. Évaluation de toxique au sens de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999)

3.1 LCPE (1999), 64 a) et 64) b : environnement

3.1.1 Caractérisation des risques pour l’environnement

L’approche adoptée pour la caractérisation des risques pour l’environnement a consisté à passer en revue les nouvelles données relatives aux trois sels d’aluminium (chlorure, nitrate et sulfate d’aluminium), dont l’évaluation a été recommandée par la Commission consultative d'experts auprès des ministres, et à les comparer à celles de la caractérisation originale des risques potentiels présentée par Environnement Canada et Santé Canada (2000).

Environnement Canada et Santé Canada (2000) ont identifié les compartiments pélagiques, benthiques et celui du sol comme étant les principaux milieux susceptibles d’être exposés à l’aluminium issu des trois sels étudiés, et ils ont mené une analyse des risques potentiels pour chacun de ces compartiments. Cette analyse ainsi que des informations additionnelles obtenues après la publication de l’évaluation de 2000 et jugées pertinentes à l’évaluation des risques potentiels sont présentées dans les sections qui suivent.

3.1.1.1 Organismes aquatiques
3.1.1.1.1 Organismes pélagiques

Dans le milieu aquatique, l’exposition environnementale à l’aluminium issu des trois sels est probablement la plus élevée dans les zones situées près des sources de rejets directs des eaux usées de procédé. Malheureusement, peu de données sont disponibles sur les milieux récepteurs, suite aux rejets directs provenant des stations de traitement de l’eau ou des usines de pâtes et papiers. De plus, il est rare de pouvoir établir une corrélation directe entre les concentrations totales d’un métal et ses effets biologiques. Les métaux sous forme particulaire sont en général considérés comme étant moins biodisponibles, et la formation de complexes avec des ligands inorganiques (par exemple, OH-, SO42ˉ) ou organiques (par exemple, l’acide fulvique) peut réduire la fraction disponible de la forme dissoute d’un métal. Une modélisation de la spéciation, à l’aide des modèles MINEQL+ et WHAM, a permis d’estimer la concentration d’aluminium inorganique monomère dissous présent dans les rivières, suite aux rejets d’eaux usées de huit stations de traitement de l’eau et de deux usines de pâtes et papiers (Germain et al., 2000). La modélisation a fourni des résultats dans l’intervalle des potentiels d'hydrogène (pH) de 6,56 à 8,38, ce qui impliquerait que l’ion aluminate monomère dissous Al(OH)4ˉ serait l’espèce prédominante dans l’eau (voir figure 2.1). Tel qu’indiqué à la section 2.4.1, l’aluminium inorganique monomère dissous est considéré comme ayant la biodisponibilité la plus élevée pour les espèces aquatiques et présentant le plus grand risque d’effets nocifs sur les organismes pélagiques. Sa concentration a été calculée en se basant sur les concentrations d’aluminium mesurées dans les effluents et en supposant un taux de dilution de 1:10. Pour les stations de traitement de l’eau examinées, les concentrations moyennes des formes monomères inorganiques dissoutes d’aluminium (que l’on suppose biodisponibles) à saturation variaient de 0,027 à 0,348 mg/L pendant les lavages à contre-courant, en supposant que la solubilité de l’aluminium est contrôlée par la gibbsite microcristalline. Selon Hem et Robertson (1967), la gibbsite microcristalline contrôle la solubilité de l’aluminium à des pH inférieurs à 7, alors que le précipité formé à un pH situé entre 7,5 et 9,5 présente une solubilité similaire à celle de la boehmite. En moins d’une semaine, ce précipité se transformera en bayerite, une forme d’hydroxyde d’aluminium plus stable et insoluble. Si l’on suppose que la boehmite contrôle la solubilité, les concentrations d’aluminium dissous seront inférieures, variant de 0,005 à 0,059 mg/L (Fortin et Campbell, 1999). Pour les deux usines de pâtes et papiers considérées, les valeurs d’aluminium dissous étaient parmi les plus faibles, quel que soit la forme ayant contrôlé la solubilité de l’aluminium.

La concentration d’aluminium dissous calculée de 0,348 mg/L représente la concentration de saturation, en supposant que la gibbsite microcristalline contrôle la solubilité quand des sels d’aluminium sont utilisés pour le traitement de l’eau. Cette valeur a été calculée pour un site des Prairies canadiennes où le pH des eaux réceptrices (8,38) et la solubilité étaient les plus élevés parmi tous les sites examinés (Fortin et Campbell, 1999). Dans une station de traitement de l’eau, les opérations de lavage à contre-courant durent environ 30 minutes et sont répétées toutes les 48 à 72 heures pour chaque filtre (Environnement Canada et Santé Canada, 2000). Si l’on suppose que chaque station utilise environ 20 filtres (les petites stations en possèdent moins), on peut estimer que les concentrations dans les eaux réceptrices près du point de rejet peuvent atteindre 0,348 mg/L près de 10 % du temps. Le reste du temps, les concentrations d’aluminium se rapprocheraient des valeurs de fond qui, pour ces sites particuliers des Prairies, devraient atteindre environ 0,022 mg/L d’aluminium monomère inorganique (Environnement Canada et Santé Canada, 2000). La valeur moyenne, établie sur plusieurs jours, de la concentration d’aluminium monomère dissous pondérée dans le temps, présente à cet endroit, serait donc d’environ 0,055 mg/L. Cette concentration a été retenue comme la concentration environnementale estimée (CEE) prudente (dans le pire des scénarios raisonnablement envisageables) pour les eaux au voisinage des points de rejets.

Comme les rejets d’aluminium signalés par les stations de traitement de l’eau se produisent dans des eaux à pH neutre ou presque, deux valeurs critiques de la toxicité (VCT) correspondant au pH de l’eau testée aux sites des rejets pourraient être choisies. Les travaux de Neville (1985) donnent une concentration sans effet observé (CSEO) de 0,075 mg/L pour l’aluminium monomère inorganique, basée sur l’absence d’effets nocifs sur la ventilation et l’activité respiratoire de la truite arc-en-ciel à un pH de 6,5. Cette valeur critique de la toxicité (VCT) a été jugée valide pour l’intervalle des pH de 6,5 à 8,0. Une seconde VCT pour les milieux alcalins (pH > 8,0) peut être obtenue à partir des travaux de Gundersen et al. (1994), qui ont déterminé des CL50 similaires (~0,6 mg d’aluminium dissous par litre) lors d’expériences réalisées à des pH variant de 8,0 à 8,6 et à des valeurs de dureté de l’eau oscillant entre 20 et 100 mg/L (carbonate de calcium). Une CSEO de 0,06 mg d’aluminium dissous par litre peut être déterminée pour la mortalité chez la truite arc-en-ciel à partir des données correspondant à une période d’exposition de 16 jours à une dureté de 20 mg/L et à un pH de 8,0. Les concentrations chimiques utilisées par Gundersen et al. (1994) sont exprimées en aluminium total et en aluminium dissous; ils n’ont malheureusement pas cherché à déterminer les formes d’aluminium dissous présentes. Au pH expérimental, il est probable qu’une bonne proportion de l’aluminium dissous soit sous forme d’ion aluminate monomère. Comme le pH des eaux pour lesquelles on a estimé une concentration environnementale (CEE) est de 8,38, la VCT correspondante est de 0,06 mg d’aluminium monomère inorganique dissous par litre.

Il est possible que des effets surviennent à des concentrations inférieures à celles correspondant à la VCT sélectionnée de 0,06 mg/L. Wold et al. (2005) ont signalé une CMEO de 0,05 mg/L d’aluminium pour une réduction du taux de survie et de reproduction chez Daphnia pulex exposée durant 21 jours à une concentration expérimentale minimale. L’expérience a été réalisée à un pH de 7 ± 1, montrant que les effets observés étaient dus à la présence d’hydroxyde d’aluminium plutôt qu’à celle de l’aluminium inorganique monomère dissous généralement associé à la toxicité. Des études récentes (Verbost et al., 1995; Kádár et al., 2002; Alexopoulos et al., 2003, par exemple) prouvent que les formes particulaires et/ou colloïdales d’aluminium, comme celles qui se trouvent dans les conditions transitoires des zones de mélange, sont biodisponibles et peuvent avoir des effets nocifs sur les organismes. Chez les invertébrés aquatiques et les poissons vivant dans des eaux contenant de l’aluminium fraîchement neutralisé (soit de l’aluminium en phase de transition des espèces ioniques aux polymères ou des hydroxydes en phase de précipitation), une diminution de la consommation d’oxygène, des branchies endommagées et une réduction du comportement alimentaire ont été constatées; toutefois, il n’est pas clair si ces effets proviennent de dégâts physiques sur des structures comme les branchies ou d’une toxicité chimique directe. Ainsi, même s’il existe des circonstances ou des conditions dans lesquelles les formes particulaires et colloïdales d’aluminium peuvent avoir des effets nocifs sur les organismes aquatiques, ces conditions sont probablement localisées et/ou transitoires dans la nature et la VCT de 0,06 mg/L basée sur la forme inorganique monomère peut être considérée comme suffisamment représentative du potentiel global d’impacts nocifs sur les espèces aquatiques.

Dans le calcul des concentrations estimées sans effet (CESE) pour l’aluminium, la nature de la réaction biologique a été prise en compte, puisque certains organismes réagissent à une gamme étroite de concentrations d’aluminium. On obtient ainsi un « seuil » très marqué, où une réponse biologique est évidente mais sous lequel aucun effet n’est observable à des concentrations même légèrement inférieures (Hutchinson et al., 1987; Roy et Campbell, 1995). Par conséquent, comme la valeur critique de la toxicité choisie est une CSEO, le coefficient utilisé pour calculer une CESE est de 1. Étant donné que l’aluminium est un élément naturel, il est aussi utile de vérifier si la CESE se situe à l’intérieur des concentrations naturelles ambiantes. Bien que basée sur des données limitées, dans l’ensemble, la valeur correspondant au 90e percentile pour l’aluminium dissous est estimée à 0,06 mg/L dans les stations d’échantillonnage situées en amont des points de rejet de sels d’aluminium (Germain et al., 2000). Il convient de noter qu’une partie seulement de cet aluminium dissous existe sous des formes monomères inorganiques (correspondant à la CESE). Ainsi, la valeur du 90e percentile pour l’aluminium monomère inorganique dans de l’eau non contaminée devrait être inférieure à 0,06 mg/L.

Le quotient de risque correspondant au pire des scénarios raisonnablement envisageables pour les eaux réceptrices peut donc être calculé comme suit :

Quotient :

= CEE ÷ CESE

= 0,055 mg/L ÷ 0,06 mg/L

= 0,92

Comme ce quotient prudent est assez proche de 1, il serait utile d’examiner davantage la probabilité de l’exposition du biote à de telles concentrations au Canada.

Il est possible que la modélisation de l’équilibre chimique surestime les formes inorganiques d’aluminium en solution, comme elle semble le faire pour l’aluminium dissous. Cette surestimation s’explique, en partie, par le fait qu’une fraction importante de l’aluminium rejeté par les stations de traitement de l’eau pendant les lavages à contre-courant est probablement sous forme solide, alors que les calculs qui servent à évaluer la CEE présument que la totalité de l’aluminium existe sous forme dissoute (Germain et al., 2000). La modélisation suppose que la saturation est atteinte instantanément, mais en réalité cet aluminium « solide » pourrait prendre bien longtemps à se dissoudre au point que les eaux réceptrices atteignent un niveau de saturation en aluminium. En fait, la majorité de l’aluminium solide rejeté devrait se déposer de façon relativement rapide dans les sédiments de fond. Les concentrations dissoutes peuvent être également surestimées si l’on présume que la solubilité de l’aluminium est contrôlée par la gibbsite microcristalline. Si l’on en juge par les données limitées sur les concentrations d’aluminium dissous présentes à différentes étapes du traitement de l’eau dans une station canadienne, la solubilité pourrait être contrôlée par des formes moins solubles d’hydroxyde d’aluminium comme la boehmite (Fortin et Campbell, 1999).

Les données provenant de deux sites de la rivière Saskatchewan Nord tendent à confirmer la possibilité d’une surestimation des concentrations réelles par la modélisation; en effet, les concentrations d’aluminium inorganique dissous prévues par la modélisation sont de 0,110 et 0,099 mg/L, alors que les valeurs mesurées sur place sont de 0,005 et 0,010 mg/L (Roy, 1999b).

Srinivasan et al. (1998) ont étudié la spéciation de l’aluminium à six étapes différentes du traitement de l’eau à la station de Calgary. La concentration d’aluminium total variait de 0,038 à 5,760 mg/L et celle de l’aluminium inorganique dissous variait de 0,002 à 0,013 mg/L. George et al. (1991) ont mesuré une concentration inférieure à 0,06 mg d’aluminium monomère par litre dans la boue d’alun provenant de dix différentes stations contenant jusqu’à 2900 mg d’aluminium total par litre. Ces résultats montrent que la concentration d’aluminium dissous dans les eaux usées de procédé est inférieure à la CESE.

Finalement, même si l’aluminium a le potentiel d’influer sur le cycle et la disponibilité du phosphore et d’autres éléments traces dans les milieux aquatiques (voir section 2.3.1, Devenir dans l’environnement), aucune donnée empirique n’a pu prouver l’existence de ce processus dans les eaux de surface canadiennes, en particulier à la suite des rejets d’aluminium provenant des trois sels étudiés ici. C’est pourquoi, le risque potentiel découlant de cette source ne sera pas analysé davantage.

3.1.1.1.2 Organismes benthiques

Chez les organismes benthiques et pélagiques, la toxicité aiguë causée par l’exposition à des boues de concentrations potentiellement élevées d’aluminium reste peu vraisemblable, à cause des contraintes de solubilité dans les eaux réceptrices évoquées ci-dessus. Les filtrats obtenus à partir des boues d’alun se sont avérés toxiques pour les algues d’eau douce dans des eaux de pH inférieur à 6 et de dureté inférieure à 35 mg/L de CaCO3/L; toutefois, l’information disponible indique que ces conditions n’existent pas dans les eaux canadiennes qui reçoivent des apports massifs d’aluminium issu des trois sels évalués. L’AEC (1987) a précisé que l’aluminium était bien lié à la boue dans l’intervalle de pH de 4,5 à 10,0, et que moins de 0,02% de l’aluminium total rejeté dans les eaux usées était dissous dans la phase liquide associée à la boue.

Hall et Hall (1989) ont signalé un retard et une réduction dans la reproduction chez Ceriodaphnia dubia, à la suite de l’exposition à des boues d’alun non diluées, montrant ainsi que des effets sublétaux sont possibles dans l’environnement. Cependant, la dilution des effluents se produit immédiatement après leur rejet dans un plan d’eau récepteur. Il est difficile d’établir une relation directe de cause à effet entre la présence de l’aluminium et les impacts observés sur les écosystèmes, à cause du nombre potentiellement élevé d’autres contaminants qui pourraient également se trouver dans la boue.

Il a été prouvé que les boues à base d’aluminium rejetées par les stations de traitement de l’eau peuvent former des dépôts et recouvrir les sédiments dans les rivières à faible débit, privant ainsi les populations de macroinvertébrés d’oxygène et des sources de carbone nécessaires à leur survie. C’est pour cette raison que George et al. (1991) ont recommandé que le rejet de boues se fasse durant les périodes de débit rapide de l’eau, minimisant ainsi les effets néfastes sur les producteurs primaires et les communautés benthiques. L’AEC (1984) a signalé qu’un effet d’étouffement dû aux dépôts de boues sur les sédiments pouvait se produire dans les rivières de l’Alberta, mais a conclu qu’une recherche supplémentaire était nécessaire pour confirmer cette hypothèse. L’étude a recommandé d’envisager d’autres méthodes de traitement et d’élimination des boues d’alun, comprenant la réduction des quantités produites par la substitution avec d’autres coagulants, leur acheminement vers des égouts sanitaires, le lagunage, l’enfouissement ou l’épandage agricole.

La ville d’Ottawa (2002) a noté une plus faible abondance d’organismes benthiques en aval de la station de Britannia jusqu’à 1500 mètres (m) du site de rejet que dans les sites d’échantillonnage en amont. À 1500 m en aval, les sédiments présentaient un aspect similaire à celui des dépôts situés tout près du point de rejet, avec des concentrations plus élevées d’aluminium; en revanche, les sites d’échantillonnage plus proches des sources ne montraient pas de telles similarités marquées et avaient des concentrations d’aluminium inférieures, se rapprochant de celles des sédiments situés à 150 m en amont. Cette étude montre donc que les boues contenues dans les sédiments provenant de la station de Britannia peuvent se déplacer jusqu’à des endroits éloignés de la source de rejet, où elles peuvent se déposer selon les caractéristiques hydrologiques propres au site. Dans cette étude, les causes des impacts observés étaient difficiles à déterminer, puisque ces derniers pouvaient résulter de la composition physique des sédiments (la taille du grain, par exemple), du blanketing constant de la région et/ou de la toxicité de l’aluminium dissous dans la colonne d’eau provenant du lessivage des sédiments.

Dans son rapport d’évaluation des risques pour l’environnement, l’ICMM (2007) indique que les métaux traces rejetés dans les écosystèmes aquatiques sont les plus enclins à être piégés par des particules et renvoyés aux sédiments. Une fois liés à la surface de ceux-ci, ces métaux sont soumis à plusieurs types de réactions de transformation, dont la formation de minéraux secondaires et l’agglomération à diverses fractions des sédiments (des sulfides, du carbone organique et des hydroxydes de fer, par exemple). C’est pourquoi, il peut être difficile d’établir des rapports clairs entre les concentrations mesurées d’un métal dans les sédiments et son potentiel d’effets nuisibles sur les organismes benthiques.

De manière générale, le plus grand risque pour l’environnement benthique découlant du rejet des effluents et des boues à base d’aluminium est probablement associé aux effets physiques du blanketing et d’étouffement chez les communautés benthiques qui se trouvent au voisinage des points de rejet. Même si cet impact ne constitue pas une toxicité directe de l’aluminium, la présence de coagulants et de floculants à base d’aluminium dans les procédés de traitement de l’eau conduit à la formation de quantités considérables de boues qui peuvent être rejetées dans l’environnement. Les dommages physiques aux populations benthiques ne sont probablement pas seulement attribués aux coagulants à base d’aluminium contenus dans les boues, mais aussi à n’importe quel autre coagulant chimique utilisé dans le traitement de l’eau. Peu de données ont révélé de tels impacts sur les organismes benthiques, bien qu’ils soient plausibles.

Conscientes du potentiel d’effets nocifs sur les écosystèmes, plusieurs provinces ont mis en œuvre des stratégies visant à réduire ou à supprimer les rejets d’effluents et de boues provenant des stations de traitement de l’eau dans les plans d’eau (voir section 2.2.2). Les efforts pour résoudre les problèmes liés aux effluents et aux boues en général, plus particulièrement celui des concentrations extrêmement élevées des matières en suspension (MES), devraient également traiter de manière efficace les aspects physiques et chimiques de la toxicité des boues à base d’aluminium dans le milieu aquatique récepteur.

3.1.1.2 Organismes terrestres

Les organismes terrestres sont exposés à des sources supplémentaires d’aluminium lorsqu’on procède à l’épandage sur les terres agricoles de boues d’alun provenant des stations de traitement de l’eau.

La concentration minimale d’aluminium dissous pouvant nuire aux organismes terrestres a été estimée à 0,135 mg/L; celle-ci peut ralentir la croissance des racines et des plantules des espèces céréalières et fourragères sensibles. Cette valeur a donc été sélectionnée comme la VCT, en supposant que l’aluminium dissous est surtout présent sous forme monomère inorganique. Comme cette VCT a été calculée à partir de données expérimentales (cultures en solution), on pourrait craindre une surestimation de la sensibilité réelle des cultures sur le terrain. C’est pourquoi, compte tenu du fait que de nombreuses espèces sont affectées par les mêmes faibles concentrations et que l’aluminium existe à l’état naturel dans le sol, un coefficient de 1 a été appliqué à la VCT pour calculer la CESEO. La CESEO prudente pour les organismes terricoles est donc de 0,135 mg d’aluminium monomère dissous par litre.

Aucune donnée n’a été trouvée sur les concentrations d’aluminium dissous dans les sols soumis à l’épandage des boues d’alun. Toutefois, tel que mentionné à la section 2.2.2.2, l’épandage sur les terres agricoles n’est autorisé au Canada que lorsque le pH est supérieur à 6,0 ou lorsqu’on procède au chaulage et à la fertilisation (le cas échéant). Ainsi, le pH des sols récepteurs sera vraisemblablement neutre ou presque et la solubilité de l’aluminium minimale. Selon les résultats de la modélisation à l’équilibre, les concentrations d’aluminium total dissous, contrôlées par la précipitation de la gibbsite microcristalline, ne devraient dépasser la CESEO que si le pH des sols était inférieur à 5,1 environ (Bélanger et al., 1999). Comme il est peu vraisemblable que le pH des sols recevant les boues d’alun soit si bas, il est donc très peu probable qu’une CESEO de 0,135 mg/L soit dépassée dans les sols soumis à cette application au Canada. Même si un changement dans le pH du sol au site de l’épandage peut mobiliser l’aluminium présent dans la boue, les événements à l’origine d’un tel changement (des tempêtes, par exemple) et leurs impacts sont probablement localisés et transitoires dans la nature.

Chez les plantes provenant de sols agricoles soumis à l’épandage, les mesures de concentrations d’aluminium tendent à confirmer que la solubilité et donc la biodisponibilité de l’aluminium présent dans les boues épandues seront extrêmement limitées. Ainsi, les graines de moutarde blanche (Sinapsis alba) et celles du blé dur (Triticum turgidum var. durum) issues de plantes cultivées dans des sols traités avec de la boue d’alun provenant de la station de traitement de l’eau de Regina ne montrent pas de concentrations statistiquement différentes de celles mesurées dans les semences issues des parcelles témoins (Bergman et Boots, 1997).

Et même si l’aluminium des boues peut fixer le phosphore labile en formant des complexes aluminium-phosphore stables et par là-même rendre le phosphore inutilisable par les plantes engendrant ainsi des carences (Jonasson, 1996; Cox et al., 1997), cela risque peu de se produire si les sols traités sont également fertilisés, tel qu’exigé au Canada.

3.1.2 Autres sources de données relatives aux sels d’aluminium

Tendances de production et d’utilisation

Une augmentation évidente de la production et de l’utilisation des sels d’aluminium a été observée entre 1995 et 2000, mais la demande est restée relativement constante entre 2000 et 2006. En effet, la quantité totale d’aluminium contenu dans les sels (chlorure, nitrate et sulfate d’aluminium, chlorure de polyaluminium (CPA), polyaluminium-silicate-sulfate (PASS), chlorhydrate d'aluminium (CHA) et aluminate de sodium), et donc susceptible d’être rejetée dans l’environnement canadien, semble s’être stabilisée autour de 16 000 tonnes par année (Cheminfo Services Inc., 2008). Les applications dans le traitement de l’eau sont restées les principales sources de consommation des sels de sulfate et de chlorure dans les années qui ont suivi la publication du rapport original sur l’état de la science (Environnement Canada et Santé Canada, 2000), des quantités moindres étant utilisées dans le secteur des pâtes et papiers.

Malgré la demande plus élevée en sulfate d’aluminium par rapport aux autres sels d’aluminium (86 % de la demande totale en 2006), les producteurs d’aluminium ont signalé une diminution de l’utilisation de l’alun (et de l’aluminate de sodium) entre 2000 et 2006, et une augmentation de la consommation d’autres produits à base d’aluminium tels que le CPA, le CHA et le PASS ainsi que des produits ne contenant pas d’aluminium comme les sels ferriques. Le CPA et les chlorures ferriques ont été de plus en plus utilisés comme coagulants/floculants pour remplacer l’alun dans le traitement de l’eau, le premier pour ses qualités supérieures de décantation à des températures froides de l’eau et les seconds pour leur meilleure performance dans la décantation des flocs et la déshydratation des boues, mais aussi depuis que l’on a pris conscience du problème de l’aluminium résiduel (Cheminfo Services Inc., 2008). Le CPA est particulièrement efficace dans les stations de traitement de l’eau sujettes à d’importantes fluctuations de la température de l’eau, de la turbidité, du pH et de l’alcalinité. Le CHA, qui est une sorte de CPA très concentrée et à charge très élevée, est parfois préféré à l’alun à cause de son meilleur pouvoir tampon; quant au PASS, il est très efficace dans l’élimination du phosphore dans les eaux froides exigeant des dosages moins élevés et il présente une sensibilité moindre à la variation des conditions d’alcalinité, de pH, de température et des matières en suspension (Cheminfo Services Inc., 2008). Les changements dans les procédés physiques, comme le passage du papier acide au papier alcalin, ont également contribué à la diminution de la demande en alun.

Tendances des sources et rejets dans l’environnement

Aucune preuve de l’existence de nouvelles sources importantes d’aluminium provenant des trois sels étudiés ici n’a été mise en évidence.

Les données fournies par Cheminfo Services Inc. (2008) ont indiqué que, même si la consommation canadienne en sels d’aluminium a légèrement diminué entre les années 2000 et 2006, la quantité totale d’aluminium contenue dans ces sels est restée quasiment la même, ce qui implique que les concentrations globales et les apports totaux en aluminium dans l’environnement sont demeurés relativement constants.

L’information recueillie depuis la publication d’Environnement Canada et de Santé Canada (2000) montre que les voies principales d’exposition à l’aluminium issu des trois sels sont également restées les mêmes. Dans le secteur du traitement de l’eau, les rejets se font principalement dans les eaux de surface, avec des quantités moindres d’aluminium rejetées dans les égouts pour un traitement supplémentaire des eaux usées ou présentes dans les boues acheminées vers des sites d’enfouissement. Bien que les concentrations d’aluminium mesurées dans les effluents terminaux des stations municipales de traitement des eaux usées (SMTEU) soient faibles, la majorité du métal semble rester à l’intérieur de la boue, laquelle est transférée dans des sites d’enfouissement ou traitée en vue de l’épandage. Les rejets associés aux applications industrielles ont diminué ces dernières années, dû en grande partie à une baisse de l’utilisation de l’aluminium dans le secteur des pâtes et papiers; ceci a donc entraîné une réduction des quantités d’aluminium entrant dans les eaux réceptrices à partir des stations industrielles de traitement et de celles contenues dans les produits dérivés du papier envoyées dans des sites d’enfouissement (Cheminfo Services Inc., 2008).

3.1.3 Sources d’incertitude

La présente caractérisation des risques comporte un certain nombre d’incertitude. En ce qui a trait aux effets de l’aluminium sur les organismes pélagiques, seules quelques études satisfaisantes ont été réalisées à des valeurs presque neutres du pH (6,5 à 8,0), soit à des conditions similaires à celles des milieux aquatiques recevant des rejets issus de stations de traitement de l’eau. D’autres sources d’incertitude sont associées à l’utilisation d’un coefficient de 1,0 pour calculer une CESEO pour les organismes pélagiques, un choix basé sur les concentrations d’aluminium dans les eaux non contaminées et sur la réaction biologique des organismes à une gamme étroite de concentrations conduisant à un « seuil » très marqué de réponse biologique.

D’autres incertitudes concernent les concentrations d’aluminium rejetées par les stations de traitement de l’eau ainsi que les concentrations et les formes d’aluminium présentes dans le milieu aquatique. Le recours aux modèles MINEQL+ et WHAM a donné des résultats supérieurs à ceux mesurés dans les milieux récepteurs, quand les calculs se basaient sur l’hypothèse du contrôle de la solubilité de l’aluminium par la gibbsite microcristalline. Les calculs réalisés avec une autre forme d’hydroxyde d’aluminium telle que la boehmite ont donné des concentrations très inférieures à celles calculées avec la gibbsite microcristalline (Fortin et Campbell, 1999). Les mesures directes et la détermination de la spéciation de l’aluminium présent dans les effluents terminaux issus des stations de traitement de l’eau confirmeraient les concentrations estimées et les formes d’aluminium fournies par les modèles MINEQL+ et WHAM.

L’impact des rejets de boues d’aluminium sur les organismes benthiques reste lui aussi incertain. Certaines observations ont indiqué un effet d’étouffement possible sur les organismes du benthos, quel que soit le coagulant ou le floculant utilisé. Conscientes du potentiel d’effets nocifs sur les écosystèmes, plusieurs provinces ont mis en œuvre des stratégies visant à réduire ou à supprimer les rejets d’effluents et de boues provenant des stations de traitement de l’eau dans les plans d’eau (voir section 2.2.2). Les efforts pour résoudre les problèmes liés aux effluents et aux boues en général, plus particulièrement celui des concentrations extrêmement élevées des matières en suspension (MES), devraient également traiter de manière efficace les aspects physiques et chimiques de la toxicité des boues à base d’aluminium dans le milieu aquatique récepteur.

Quant aux organismes terrestres, les sources d’incertitude sont liées au nombre limité de données disponibles concernant les effets de l’aluminium sur les organismes terricoles autres que les végétaux. Le manque d’information sur les concentrations d’aluminium contenu dans l’eau interstitielle des sols soumis à des épandages de boue d’alun n’est pas jugé critique, puisque ces concentrations sont soumises aux limites théoriques de la solubilité, qui sont inférieures à la CESEO pour les végétaux sensibles.

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