IMPACTS SUR LA FAUNE

(1)

VALORISATION SYLVICOLE DES BOUES MUNICIPALES - IMPACTS SUR LA FAUNE

RAPPORT FINAL

Réalisé par

CONSORTIUM GL-UDA et

UNIVERSITÉ DE SHERBROOKE

Subventionné par

le ministère de l'Environnement

Direction de l'information et de la coordination de la recherche

Mai 1999

(2)

(3)

VALORISATION SYLVICOLE DES BOUES MUNICIPALES - IMPACTS SUR LA FAUNE

Par

Jean-Marc Bonzom, biol., M.Sc., Université de Sherbrooke

François Oranger, ing. et agr., GL-UDA (Urgel Delisle & associés inc.) et Alain Gadbois, ing., M.Sc.A., GL-UDA (Gendron Lefebvre inc.)

en collaboration avec

Jean-Marie-Bergeron, biol., Ph.D., Université de Sherbrooke et Gaétan Carrier, ing., M.D., Ph.D., Université de Montréal

Consortium GL-UDA et Université de Sherbrooke

Cette étude a été subventionnée à l'aide du

Fonds de recherche et de développement technologique en environnement, Projet de recherche exploratoire en environnement

(FRDT-E, PREE) du

ministère de l'Environnement

Mars 1999

AVERTISSEMENT: les opinions exprimées dans ce document n'engagent que la responsabilité des auteurs et non celle du ministère de l'Environnement. La mention de marques de commerce ou de noms de produits commerciaux ne sanctionne pas l'utilisation des produits en cause.

(4)

Consortium GL-UDA : Gendron Lefebvre inc.

1, place Laval, bureau 200 Laval (Québec) H7N 1A1 Urgel Delisle & Associés inc.

426, chemin des Patriotes

Saint-Charles-sur-Richelieu (Québec) JOH 2G0

Université de Sherbrooke Département de biologie 2500, boulevard Université Sherbrooke (Québec) J1K 2R1

Référence : GRANGER, P., 1.-M BONZOM, A. GADBOIS, 1.-M BERGERON et G. CAMER. Consortium (Gendron Lefebvre inc., Urgel Deilsle

& associés inc.) et Université de Sherbrooke. Valorisation sylvicole des boues municipales - impacts sur la faune : rappottfined. 1999. Québec : ministère de l'Environnement, 1999. xii p. 114 p. 7 annexes. AE-99-3.

Mont Clefs : boues, rainicipal, valorisation, uranium, plomb, mercure, micro-mammifères, campagnol, musaraigne, lapin, sylvicole, forêt, faune, foie, reins, sang, Engem; Québec.

La reproduction de ce document est Envirodoq EN990258

autorisée en mentionnant la source. AE-99-3

(5)

NOTE AU LECTEUR

Les résultats, les opinions et recommandations exprimés dans ce rapport sont ceux des auteurs. lis ne reflètent pas nécessairement l'opinion et les politiques du ministère de l'Environnement et de la Faune du Québec. Les mentions de marques de commerce ou de produits commerciaux rie signifient en aucun cas que leur utilisation est recommandée.

■ 119.5053.0304 CONSORTIUM GL-UDA

(6)

RÉSUMÉ ADMINISTRATIF

La valorisation sylvicole des boues des stations des eaux usées municipales s'inscrit dans une approche de conservation des ressources (éléments nutritifs, matière organique) et de développement durable par opposition à l'enfouissement ou l'incinération. Elle devient complémentaire à la valorisation agricole, notamment dans le cas des municipalités où l'agriculture est peu ou pas présente.

Ainsi, au cours des dernières années, quelques projets de recherche et développement portant sur la valorisation sylvicole ont été réalisés au Québec. Ces projets traitaient surtout des aspects techniques et de la fertilisation, quoiqu'un certain suivi environnemental était souvent réalisé au niveau des sols, de l'eau et des plantes. Suite à ces projets, certaines préoccupations du public en général et des usagers de la forêt (trappeurs, chasseurs, etc.) ont été recueillies. Parmi ces préoccupations, celle concernant les impacts potentiels des épandages de boues sur la faune a été régulièrement soulevée.

Ainsi, la présente recherche visait à répondre en partie à cette préoccupation. Elle concernait principalement l'étude des impacts potentiels sur la faune associés à l'apport de métaux en milieu forestier par l'épandage de boues des stations d'épuration des eaux usées municipales.

Parmi tous les métaux lourds, le cadmium (Cd), le plomb (Pb) et le mercure (Hg) sont reconnus pour n'avoir aucune fonction biologique et sont potentiellement toxiques pour les humains, les animaux ainsi que les plantes. Aussi, il s'agit des métaux ciblés dans le présent projet. Les hypothèses de départ étaient basées sur les critères présentés dans le document intitulé

« Valorisation sylvicole des boues d'épuration des eaux usées municipales - Guide de bonnes pratiques » (MENVIQ, MER et MSSS, 1991). Toutefois, compte tenu de l'évolution constante de tels critères, l'étude tient compte également du document intitulé « Critères provisoires pour la valorisation des matières résiduelles fertilisantes » (MEF, 1997) qui remplace les anciens critères.

Le projet consistait principalement à suivre la teneur en Cd, Pb et Hg du foie et des reins de micromammifères (une espèce herbivore - le campagnol et une espèce insectivore - la musaraigne) capturés en milieu naturel suite à l'épandage de boues municipales ainsi qu'à suivre la teneur en Cd, Pb et Hg du sang, du foie et des reins de lapins de laboratoire nourris avec la végétation prélevée sur les sites d'essais. Des parcelles et des groupes témoins (sans application de boues) étaient suivis en parallèle pour fin de comparaison. Le suivi s'est déroulé sur près de 18 mois pour permettre un suivi tôt après l'épandage des boues jusqu'à un an après.

Les résultats de la présente étude ne sont pas nécessairement applicables à toutes les conditions rencontrées au Québec (types de boues, sols, climat, etc.). Néanmoins, les résultats de l'étude permettent d'évaluer les risques de prélèvement et de bioaccumulation à court terme du Cd, du Hg et du Pb chez les végétaux, les micromammifères et les lapins, suite à une application de boues de l'ordre de 40 t de matière sèche par hectare de sol forestier, lorsque les boues sont laissées en surface, que le pH du sol est de l'ordre de 5.2 et que les teneurs en ces métaux dans les boues se situent près de la valeur du critère pour la catégorie Cl proposée dans les critères provisoires du MEF d'avril 1997.

Il 119.5053,0304 CONSORTIUM GL-UDA

(7)

iii

Ainsi, l'étude a permis d'obtenir des informations pertinentes à la révision ou à l'application de critères de valorisation des boues d'origine municipale en milieu sylvicole. De façon générale, les résultats du projet permettent de penser que l'usage des boues de bonne qualité avec des taux d'application modérés, n'engendre pas d'effet néfaste sur la faune et la flore sylvicole l'année suivant leur application. Toutefois, selon les résultats observés, la présente étude suggère d'être prudent lorsque la teneur en Cd, Pb et Hg s'approche ou dépasse le critère pour la catégorie C1. L'étude a permis également de constater pour ces trois métaux qu'en valorisation sylvicole, il était justifié de réviser à la baisse les critères de 1991 pour les boues de meilleure qualité (limites souhaitables) et que ceux de 1997 sont plus appropriés.

Conclusions générales

Les conclusions générales de l'étude sont les suivantes :

Cl Durant l'année qui a suivi l'application des boues, les feuilles des arbres et la végétation herbacée des parcelles amendées avec des boues ont présenté des teneurs en Cd, Hg et Pb inférieurs aux teneurs généralement observées en milieu naturel. Seul le Pb chez les pins ainsi que le Cd et le Pb chez la végétation herbacée ont présenté des teneurs supérieures à celles observées pour les parcelles témoins.

Par ailleurs, l'apport de boues a profité à la végétation, notamment aux chênes et aux plantes herbacées de la parcelle de pins, et semble avoir contribué à attirer des herbivores sur les sites traités.

C2 Durant l'année qui a suivi l'application des boues, une bioaccumulation a été observée pour Pb chez les campagnols et pour Cd et Hg chez les musaraignes.

Les concentrations observées dans le foie et les reins de ces micromammifères étaient inférieures aux teneurs considérées toxiques, mais supérieures aux teneurs corres- pondant au bruit de fond naturel retrouvé chez les animaux témoins.

C3 L'expérience menée avec des lapins nourris exclusivement de végétation non souillée, mais croissant sur les parcelles amendées avec les boues, a démontré que sur une période relativement courte (environ 12 semaines), leur foie et leurs reins pouvaient bioaccumuler du Cd. Les concentrations observées sont toutefois considérées non toxiques.

C4 L'étude démontre également que le Cd le Hg et le Pb, en fonction des quantités appliquées par les boues laissées en surface sur un sol forestier dont le pH eau était d'environ 5.2, peuvent être prélevés par la végétation ettou être bioaccumulés par les micromammifères et les lapins. De plus, le prélèvement ou la bioaccumulation sur une courte période varie selon le métal et le type d'organisme vivant, un peu comme si un mécanisme de sélection existait. C'est le cas du Hg qui a été bioaccumulé chez la musaraigne mais pas chez les autres animaux et les végétaux étudiés.

C5 Sur la base des résultats obtenus, il apparaît qu'il était justifié d'établir des critères plus stricts pour la qualité des boues ainsi que pour le taux d'application dans le cas des boues ne rencontrant pas les critères pour la meilleure qualité (critères de 1991 vs ceux de 1997).

• 119.5053.0304 CONSORTIUM GL-UDA

(8)

Recommandations

Les résultats obtenus au cours de cette étude commandent d'être prudent sur le choix des critères de qualité des boues et de leur mode d'utilisation en milieu forestier. Aussi, il est recommandé que les boues utilisées en milieu forestier soient de la meilleure qualité possible et rencontrent une fréquence d'application limitant le potentiel de bioaccumulation. À cet effet, d'autres recherches sont nécessaires afin de mieux définir ce potentiel et d'en analyser le risque en fonction de divers scénarios (taux et fréquences d'application, qualité des boues).

Par ailleurs, il est anticipé qu'avec les projets de valorisation de matières résiduelles fertilisantes de diverses qualités, que les niveaux de référence, soit le bruit de fond de sites considérés « non contaminés », augmentent avec l'usage, de sorte que les niveaux de risque relatif s'estompent et ce, tant en milieux forestier qu'agricole. Aussi, il est recommandé de conserver des sites de référence à long terme dans les différentes régions du Québec, tant en agriculture qu'en foresterie.

Le phénomène de bioaccumulation observée au cours de cette étude chez les micro- mammifères en milieu naturel et chez les lapins en milieu contrôlé, ne doit pas être ignoré dans la planification future de l'utilisation des boues d'épuration comme fertilisant en milieu forestier et agricole. Ôn doit porter un regard critique à long terme, surtout si la plupart des municipalités du Québec se munissent d'un tel mode de gestion. La masse à valoriser n'irait qu'en augmentant de même que les superficies utilisées.

On ne doit perdre de vue cette perspective pour les générations futures. Cette recherche n'est qu'une amorce de réponses à des questions complexes. La gestion future des boues d'épuration ne doit pas dépendre exclusivement des résultats de cette recherche.

Référence : GRANGER, F., J.-M. BONZOM, A. GADBOIS, J.-M. BERGERON et G.

CARRIER, 1999. Valorisation Sylvicole des boues d'origine municipale - Impacts sur la faune. Consortium GL-UDA (Gendron Lefebvre inc. - Urgel Delisle & associés inc.) et Université de Sherbrooke. Rapport final présenté au ministère de l'Environnement et de la Faune du Québec dans le cadre du Fonds FRDT-E, PREE.

Mots clefs : boues, municipale, valorisation, cadmium, plomb, mercure, micro- mammifères, campagnol, musaraigne, lapin, sylvicole, forêt, faune, foie, reins, sang, métaux, Québec.

(9)

V

REMERCIEMENTS

Les auteurs tiennent à remercier les organismes suivants qui ont rendu possible la réalisation du projet grâce à leur appui financier. Il s'agit :

• du ministère de l'Environnement et de la Faune du Québec (MEF) par le biais du Fonds de recherche et de développement technologique en environnement - Volet projets de recherche exploratoire en environnement (FRDT-E, PREE) ;

de la Ville de Richmond ;

• de l'Université de Sherbrooke (CRNSG, CRSH et CRM) ; du Consortium GL-UDA.

Des remerciements sont également adressés aux divers intervenants qui ont été impliqués de près ou de loin dans la réalisation du présent projet en tant que collaborateurs scientifiques, membres du comité de suivi, etc. Ces intervenants sont :

• Collaborateurs scientifiques : M. Gaétan Carrier, ing., M.D., Ph.D.

Université de Montréal

(précédemment à la Direction de la santé publique de la Montérégie)

M. Jean-Marie Bergeron, biol., Ph.D.

Université de Sherbrooke

• Comité de suivi gouvernemental : Ministère de l'Environnement

et de la faune du Québec

Ministère des Ressources naturelles

• Équipes techniques : Université de Sherbrooke

M. Denis Mayers, chargé de projet M. Richard Beaulieu, agr.

M. Claude Thellen, écotoxicologue

Mme Maryse Dubé, agr.

Mme Sophie Belleville Mme Dominique Bedeaux Mme Vicky Bouffard M. Félix Boulanger M. Pierre-Édouard Potié M. Denis Réale

Mme Caroline Cloutier Mme Geneviève Labrie

• 119,5053.0304 CONSORTIUM GL-UDA

(10)

Consortium GL-UDA M. Stéphane Landry, tech. (GL) M. Luc April, tech. (UDA) Centre de toxicologie du Québec M. Alain Leblanc

M. Philippe Webber

• Autres intervenants : Simo

Épandage C.R.P.

Corporation des services analytiques Philip (ancien Zénon) Labciratoire de la Coopérative Fédérée du Québec

(11)

vii

TABLE DES MATIÈRES

NOTE AU LECTEUR

RÉSUMÉ ADMINISTRATIF ii

REMERCIEMENTS LISTE DES TABLEAUX

LISTE DES FIGURES xil

1.

2.

INTRODUCTION

REVUE DE LITTÉRATURE

1-1 2-1

2.1 Prélèvement de métaux par les végétaux 2-1

2.2 Voies de contamination de la faune 2-2

2.2.1 Contamination via l'alimentation 2-2

2.2.2 Contamination directe 2-3

2.3 Bioaccumulation des métaux chez la faune 2-4

2.4 Effets des métaux sur la faune 2-5

2.4.1 • Le cadmium (Cd) 2-6

2.4.2 Le plomb (Pb) 2-6

2.4.3 Le mercure (Hg) 2-7

3. OBJECTIFS 3-1

4. MÉTHODOLOGIE 4-1

4.1 Parcelles d'essais 4-1

4.2 Provenance des boues 4-4

4.2.1 Techniques d'échantillonnage 4-4

4.2.2 Techniques d'analyses utilisées 4-5

4.2.3 Caractéristiques des boues utilisées 4-6

4.2.4 Teneurs en Cd, Hg et Pb des boues épandues 4-11

4.2.5 Évaluation des taux d'application 4-12

4.2.6 Siccité des boues épandues 4-12

4.2.7 Taux d'application de boues 4-13

4.2.8 Apports en éléments nutritifs et en métaux 4-14

4.3 Épandage des boues 4-16

4.3.1 Activités de reprise et de transport des boues 4-16

4.3.2 Activités d'épandage 4-17

4.3.3 Impact du mode d'épandage retenu 4-18

4.4 Suivis environnemental et faunique 4-21

4.4.1 Protocole et campagne d'échantillonnage de 1995 4-21

Sol 4-21

4.4.1.2 Arbres 4-23

4.4.1.3 Expériences chez les lapins 4-24

4.4.1.4 Expériences chez les micromammifères en milieu naturel 4-26

119.5053,0304 CONSORTIUM GL-UDA

(12)

TABLE DES MATIÈRESISUITE)

5.

4.4.2 4.4.3 4.4.4 RÉSULTATS

Bilan des campagnes d'échantillonnage de 1995 et 1996 Analyses de laboratoire

Analyses statistiques

4-29 4-30 4-31 5-1

5.1 Sols 5-1

5.11 Concentrations en Cd, Pb et Hg dans les sols 5-1

5.1.2 Paramètres agronomiques 5-5

5.2 Arbres 5-7

5.2.1 Concentrations en Cd, Pb et Hg dans les feuilles des chênes

et des pins 5-7

5.2.2 Hauteur et croissance des chênes et des pins 5-10

5.2.3 Bourgeons terminaux 5-12

5.2.4 Surface foliaire des chênes 5-13

5.3 Concentrations en Cd, Pb et Hg chez les lapins 5-14

5.3.1 Nourriture des lapins (herbe) 5-14

5.3.2 Sang des lapins 5-16

5.3.3 Foie et reins des lapins 5-20

5.4 Concentrations en Cd, Hg et Pb chez les micromammifères 5-23

5.4.1 Foie et reins des musaraignes 5-23

5.4.2 Foie et reins des campagnols 5-27

6. DISCUSSION 6-1

6.1 Sols 6-1

6.1.1 Concentrations en Cd, Pb et Hg dans les sols 6-1

8.1.2 Paramètres agronomiques 6-4

6.2 Arbres 6-4

6.2.1 Concentrations en Cd, Pb et Hg dans les feuilles de chênes et

de pins 6-4

6.2.2 Hauteur et croissance des chênes et des pins 6-6

6.2.3 Bourgeons terminaux 6-7

6.2.4 Surface foliaire des chênes 6-8

6.3 Concentrations en Cd, Pb et Hg chez les lapins 6-9

6.3.1 Nourriture des lapins (herbe) 6-9

6.3.2 Sang des lapins 6-13

6.3.3 Foie et reins des lapins 6-15

6.4 Concentrations en Cd, Hg et Pb chez les micromammifères 6-18

6.4.1 Foie et reins des musaraignes 6-18

6.4.2 Foie et reins des campagnols 6-21

■ 119.6053,0304 CONSORTIUM GL-USA

(13)

ix

TABLE DES MATIÈRES (SUITE)

7. CONCLUSIONS ET RECOMMANDATIONS 7-1

7.1 Qualité des boues. 7-1

7.2 Sol 7-2

7.3 Concentrations en cadmium (Cd), plomb (Pb) et mercure (Hg) dans les

feuilles des chênes et des pins 7-2

7.4 Hauteur et croissance des chênes et des pins 7-3

7.5 Bourgeons terminaux 7-3

7.6 Surface foliaire des chênes 7-3

7.7 Concentrations en Cd, Pb et Hg chez les lapins et les micromammifères 7-4

7.7.1 Nourriture des lapins (herbe) 7-4

7.7.2 Sang des lapins 7-4

7.7.3 Foie et reins des lapins 7-5

7.7.4 Foie et reins des campagnols et des musaraignes 7-5

8. BESOINS DE RECHERCHES 8-1

8.1. Qualité des boues, taux et fréquence d'application 8-1

8.2 Mercure 8-1

8.3 Organismes pathogènes 8-2

8.4 Contrôle de la végétation herbacée 8-2

BIBLIOGRAPHIE ANNEXES

ANNEXE A:

ANNEXE B:

ANNEXE C:

ANNEXE D:

ANNEXE E:

ANNEXE F:

ANNEXE G:

Photographies d'épandage et de suivi des parcelles Photographies - Micromammifères et lapins

Résultats du suivi des arbres

Résultats des analyses des aliments consommés par les lapins

Résultats des analyses effectuées sur le foie et les reins des micromammifères Résultats des analyses effectuées sur le sang des lapins

Résultats des analyses effectuées sur le foie et les reins des lapins

■ 179.5053.0304 CONSORTIUM GL-UDA

(14)

LISTE DES TABLEAUX

Tableau 4.1: Méthodes d'analyses utilisées pour la caractérisation des boues 4-6 Tableau 4.2: Caractérisation des boues - Étang n° 1 - Ville de Richmond 4-7 Tableau 4.3: Teneur en métaux des boues vs critères de 1991 (Guide de

bonnes pratiques) et de 1997 (Critères provisoires) 4-9 Tableau 4.4: Évaluation des doses d'épandage des boues 4-13 Tableau 4.5: Apport d'éléments fertilisants sur les parcelles traitées 4-15 Tableau 4.6: Apport de métaux sur les parcelles traitées 4-15 Tableau 4.7 : Bilan du programme d'échantillonnage et d'analyse - Métaux

ciblés (Cd, Pb et Hg) 4-29

Tableau 4.8: Méthodes d'analyses utilisées pour le suivi spécifique du Cd, du Hg et du Pb dans les sols, les boues et les tissus organiques

(Laboratoire CTQ) 4-30

Tableau 4.9: Matériaux de référence certifiés utilisés pour les différents

milieux 4-31

Tableau 5.1: Caractéristiques des sols - Concentrations en métaux totaux 5-3 Tableau 5.2: Caractéristiques des sols - Paramètres agronomiques (Extraits

Mehlich III) 5-6

Tableau 5.3 : Concentrations en Cd, Pb et Hg (pg/g b.s.) dans les feuilles de chêne blanc (Quercus alba) et de pin rouge (Pinus resinosa)

des parcelles témoins et traitées, à une année d'intervalle 5-9 Tableau 5.4 : Comparaison des concentrations de cadmium, plomb et

mercure (pg/g b.s.) des échantillons d'herbe témoin et traitée

(1995) 5-15

■ '119.5053.0304 CONSORTIUM GL-UDA

(15)

xi

LISTE DES TABLEAU (SUITE)

Tableau 5.5 : Comparaison des concentrations en cadmium, plomb et mercure (pg/g b.s.) des échantillons d'herbe témoin et traitée

(1996) 5-15

Tableau 5.6 : Concentrations dans le sang de Cd, Pb et Hg et quantités

ingérées par les lapins traités pour six semaines, en 1995 5-16 Tableau 5.7 : Concentrations dans le sang de Cd, Pb et Hg et quantités

ingérées par les lapins témoins pour six semaines, en 1995 5-17 Tableau 5.8 : Concentrations moyennes en cadmium, plomb et mercure dans

le sang des lapins témoins (n = 8) et traités (n = 8), chaque semaine et moyenne des concentrations des 15 semaines, en

1996 5-18

Tableau 5.9 : Résultats de l'analyse split-plot non paramétrique, équivalent de l'ANOVAR paramétrique, en utilisant l'analyse des rangs Kruskal-Wallis pour tester l'effet du traitement, au cours des 15

semaines, entre le groupe témoin (n = 8) et traité (n = 8). 5-20 Tableau 5.10: Comparaison des concentrations en Cd, Pb et Hg (pg/g b.s.)

dans le foie et les reins des lapins témoins et traités, en 1995 5-22 Tableau 5.11: Comparaison des concentrations en Cd, Pb et Hg (pg/g b.s.)

dans le foie et les reins des lapins témoins et traités, en 1996 5-22 Tableau 5.12: Comparaison des concentrations en Cd, Pb et Hg (pg/g b.s.)

dans le foie et les reins des musaraignes capturées sur les parcelles témoins et traitées : avant l'épandage des boues (du 3 au 10 septembre 1995) et après (novembre 1995 et du

17 juillet au 14 octobre 1996) 5-26

Tableau 5.13: Comparaison des concentrations en Cd, Pb et Hg (pg/g b.s.) dans le foie et les reins des campagnols témoins et traités un

an après l'épandage des boues (1996) 5-28

Tableau 7.1: Teneurs en Cd, Hg et Pb des boues vs critères de 1991 et de

1997 7-2

(16)

LISTE DES FIGURES

Figure 4.1: Localisation générale des parcelles d'essais 4-2 Figure 4.2; Simulation d'uniformité d'épandage transversale 4-19 Figure 4.3 : Localisation des quadrats d'échantillonnage des sols 4-22 Figure 5.1 : Concentrations moyennes (+ écart type) en Cd, Pb et Hg des

sols (couche 0-15 cm) des parcelles témoins (c et d) et traitées (a et b): avant l'épandage des boues (septembre 1995) et

après (été et automne 1996) 5-4

Figure 5.2 : Concentrations moyennes en Cd, Pb et Hg dans les feuilles des arbres, avant (1995) et un an après (1996) l'épandage des

boues 5-8

Figure 5.3 : Moyenne des hauteurs des pins rouges (Pinus resinosa) et des chênes blancs (Quercus alba) avant l'épandage des boues

(1994 et 1995) et un an après l'épandage (1996) 5-10 Figure 5.4 : Augmentation moyenne de la croissance des arbres en hauteur 5-11 Figure 5.5 : Pourcentage de branches avec le bourgeon terminal absent 5-12 Figure 5.6 : Pourcentage moyen de la surface foliaire des chênes blancs

(Quercus alba) consommée par les insectes 5-13 Figure 5.7 : Concentrations en Cd, Pb et Hg dans le sang des lapins

pendant 15 semaines 5-19

Figure 5.8 : Concentrations moyennes (+ écart type) en Cd, Pb et Hg dans le foie et les reins des musaraignes capturées sur les parcelles témoins et traitées : avant l'épandage des boues (du 3 au 10 septembre 1995) et après (novembre 1995 et du 17 juillet au

14 octobre 1996) 5-25

• 119.5053.0304 CONSORTIUM GL-UDA

(17)

1-1

1. INTRODUCTION

En 1994, 400 municipalités et communautés urbaines au Québec déjà desservies par un réseau d'égout voyaient leurs eaux traitées par un système d'épuration (Ministère des Affaires municipales, 1995). Il a été estimé que ces municipalités généraient alors quelque 162 000 tonnes de matières sèches de boues dont seulement 11 000 tonnes étaient valorisées en milieu agricole, en horticulture ou comme combustibles (Ministère de l'Environnement et de la Faune, 1995). Près de 130 000 tonnes produites dans les régions de Montréal et de Québec étaient incinérées et 21 000 tonnes étaient envoyées à l'enfouissement sanitaire. Il est prévu qu'en 1999, quelque 877 municipalités ou communautés desservant 5 765 000 personnes, seront alors munies de système d'épuration de leurs eaux usées. Ces systèmes produiront alors près de 200 000 tonnes de matières sèches de boues, 0)

La destination ultime de près du tiers de ces 200 000 tonnes pourrait être l'enfouissement sanitaire. Depuis quelques années, les coûts associés à cette pratique sont de l'ordre de 20 à 40 Monne humide pour le transport et la réception. Ils représentent un pourcentage important des coûts d'opération des stations d'épuration qui utilisent cette voie d'élimination de leurs boues. Les coûts associés à l'incinération seraient encore plus élevés atteignant près de 100 $(1996)/tonne humide (adapté de Boileau et associés, 1989).

Dans un contexte de développement durable de la ressource, l'enfouissement sanitaire et l'incinération ne constituent pas des avenues à privilégier compte tenu qu'ils ne permettent pas de recycler le potentiel fertilisant des boues municipales dont les teneurs moyennes en azote et en phosphore de l'ordre de 5 % et 1,2 % (base sèche), respectivement (MENVIQ, MER et MSSS, 1991).

À l'heure actuelle, la valorisation agricole des boues semble constituer la solution alternative la plus intéressante. D'ailleurs, plusieurs municipalités du Québec ont déjà réalisé un projet de valorisation agricole ou pratiquent déjà ce mode de gestion des boues. Parmi les plus importantes, on retrouve la ville de Jonqulère, la Communauté Urbaine de l'Outaouais (CUO),

(1) L'estimation du volume ultime des boues est basée sur le volume de 1994 auquel sont ajoutés les volumes futurs que généreront les usines de La Pinière (Laval) et les 19 projets prioritaires des stations d'épuration identifiés par le ministère des Affaires municipales.

(18)

les villes de Victoriaville, Laval, Sherbrooke ainsi que plusieurs petites municipalités (Granger et al., 1993).

Cependant, la valorisation agricole n'est pas sans présenter des contraintes. En effet, il existe plusieurs régions au Québec dotées d'usines d'épuration des eaux où l'agriculture n'est pas ou peu présente (Grenier et Couillard, 1989). À cela, il faut considérer également que ce ne sont pas toutes les superficies agricoles qui peuvent recevoir des boues annuellement. Par exemple, des restrictions peuvent s'appliquer pour les cultures destinées à l'alimentation humaine. De plus, plusieurs superficies agricoles sont réservées à l'épandage des fumiers et de lisiers de fermes qui doivent être valorisés de façon prioritaire. Ces contraintes réduisent davantage les superficies agricoles disponibles.

Dans ce contexte, la valorisation sylvicole des boues permettrait d'augmenter les superficies disponibles, de réduire les volumes enfouis ou incinérés et d'assurer un développement plus durable de la ressource en recyclant les éléments fertilisants des boues.

Dans un article traitant des avantages et de la faisabilité de l'épandage de boues en milieu forestier, Grenier et Couillard (1989) mentionnaient que l'épandage de boues en forêt était une opération techniquement réalisable pouvant faire partie d'un plan d'aménagement forestier où cette forme particulière de fertilisation serait couplée à des opérations sylvicoles. Ces deux auteurs faisaient état d'essais réalisés en milieu forestier au cours des vingt dernières années qui ont démontré l'effet bénéfique de l'application de boues sur la croissance des arbres.

Quoique quelques projets soient en cours chez nos voisins américains depuis 1982 (US EPA, 1983 ; Spencer and Machno, 1986), peu de projets de démonstration ou d'essais de valorisation sylvicole ont été réalisés au Québec. À cet effet, mentionnons entre autres le projet réalisé conjointement par le ministère des Forêts, la Société sylvicole Arthabaska-Drummond et la compagnie E.A.I. Environnement dans une plantation de pins (gris, rouges et sylvestres) à Saint-Jacques de Horton, près de Victoriaville (Forêt de chez Nous, 1993). Il y a également le projet de INRS-Eau concernant la valorisation des boues d'épuration dans une plantation de sapin de Noël à Saint-Fortunat ainsi que le projet du Groupe HBA en collaboration avec l'Université Laval et l'Université de Sherbrooke (ACFAS, 1995).

r 119.5053.0304 CONSORTIUM GL-UDA

(19)

1-3

Toujours au Québec, un projet de recherche a été réalisé dans les Basses-Laurentides par le Consortium GL-UDA en collaboration avec l'Université McGill (Michon et al., 1996). Ce projet a été réalisé sur de petites superficies mais dans des conditions représentatives de la variabilité du milieu forestier québécois (équipements d'épandages commerciaux et peuplements naturels et plantations de 30 à 50 ans). Les auteurs de cette recherche concluaient que la valorisation sylvicole des boues des stations d'épuration des eaux usées municipales peut être une avenue techniquement et économiquement viable dans les régions où l'agriculture est peu présente.

Par ailleurs, la valorisation sylvicole réalisée conformément aux critères environnementaux du gouvernement du Québec présenterait peu de risques de contamination des sols et des plantes associés à la présence de métaux dans les boues.

Toutefois, une journée de démonstration tenue dans le cadre de ce projet a permis de recueillir les principales préoccupations du public et des représentants locaux (trappeurs, ZEC, etc.).

Parmi ces préoccupations, celle concernant les impacts des épandages de boues sur la faune a été régulièrement soulevée.

Ainsi, la présente recherche visait à répondre en partie à cette préoccupation. Elle portait principalement sur l'étude des impacts potentiels sur la faune associés à l'apport de métaux en milieu forestier par l'épandage de boues des stations d'épuration des eaux usées municipales.

Parmi tous les métaux lourds, le cadmium (Cd), le plomb (Pb) et le mercure (Hg) sont reconnus pour n'avoir aucune fonction biologique et sont potentiellement très toxiques pour les humains, les animaux ainsi que les plantes (West et al., 1981 ; Zasoski, 1981). Aussi, il s'agit des métaux ciblés dans le présent projet.

Enfin, les hypothèses de départ étaient basées sur les critères présentés dans le document intitulé « Valorisation sylvicole des boues d'épuration des eaux usées municipales - Guide de bonnes pratiques » (MENVIQ, MER et MSSS, 1991) concernant la valorisation sylvicole.

Toutefois, compte tenu de l'évolution constante de tels critères, le présent rapport tient compte également des critères présentés dans le document intitulé « Critères provisoires pour la valorisation des matières résiduelles fertilisantes (MEF, 1997) qui remplaceront éventuellement les anciens critères.

(20)

2. REVUE DE LITTÉRATURE

La faune fréquentant les sites amendés par des boues des stations d'épuration des eaux usées municipales pourrait être exposée à une contamination par les métaux de diverses façons, par exemple, par une absorption directe des métaux due à l'ingestion de sol amendé de boues dans le cas des animaux brouteurs (Jelinek et Braude, 1978 ; Chaney, 1980 ; Johnson et al., 1981 ; Logan et Chaney, 1983). Également, les herbivores, surtout dans les premières semaines après un épandage de boues liquides, peuvent ingérer directement des boues qui ont adhéré sur la végétation (Jelinek et Braude, 1978 ; Johnson et al., 1978 ; Logan et Chaney, 1983).

Cependant, la chaîne alimentaire constituerait le véhicule le plus important à cause des phénomènes de bioaccumulation des métaux et de bioamplification de leur teneur d'un échelon à l'autre de la chaîne alimentaire. La bioaccumulation consiste en l'absorption et au stockage des contaminants par les organismes vivants (Calow, 1993). D'autre part, la bioamplification résulte du transport des contaminants d'un niveau trophique à l'autre dans la chaîne alimentaire, provoquant une augmentation des concentrations observées à chaque niveau (Calow, 1993). Par conséquent, plus le niveau trophique est élevé, plus les organismes vivants sont susceptibles d'être exposés aux contaminants.

Dans un premier temps, les effets sur la végétation de la présence de métaux dans les boues à valoriser seront examinés avant de s'intéresser à un niveau trophique supérieur, c'est-à-dire la faune.

2.1 Prélèvement de métaux par les végétaux

Certaines espèces végétales peuvent assimiler de façon sélective certains métaux pour atteindre dans leurs tissus des concentrations de 4 à 10 fois supérieures à celles normalement retrouvées dans les sols. Mentionnons notamment que les espèces de trèfles (Trifolium) accumulent sélectivement le Cu et le Cd tandis que le mil (Phleum pratense) concentre le Pb dans les feuilles (Carter, 1983; Purves, 1986). Les études menées sur l'accumulation des métaux lourds dans les tissus végétaux présentent cependant des résultats contradictoires.

• 119.5053.0304 CONSORTIUM GL-UOA

(21)

2-2

L'hétérogénéité spatiale observée en milieu naturel terrestre est un des facteurs importants reliés aux divergences de résultats. Très souvent, les analyses varient significativement plus à l'intérieur des parcelles traitées qu'entre les traitements de parcelles différentes.

Fiskell et al. (1990) ont associé l'augmentation du Zn et du Cd dans les tissus végétaux aux concentrations élevées de ces éléments dans les boues appliquées. Cependant, Moffat et al.

(1991) concluent qu'il n'y a pas de relation entre les teneurs en métaux dans la végétation et celles des boues puisqu'ils n'ont détecté aucune augmentation des concentrations en métaux dans les tissus foliaires à la suite des épandages. Les auteurs suggèrent que la présence d'une couche organique épaisse favoriserait l'immobilisation des métaux lourds dans le sol, empêchant ainsi leur libre échange sous forme ionique. Il est aussi à noter que de fortes doses de N et de P dans les boues épandues peuvent induire une déficience en Cu comme il a été observé notamment chez les épinettes (Grant et Oleson, 1983). De plus, l'absorption du Zn par les plantes peut être limitée à cause de son interaction avec les phosphates.

L'absorption des métaux est fortement contrôlée par l'état physiologique des plantes, les interactions complexes entre les espèces végétales ainsi que les conditions climatiques. Pour une concentration similaire dans le sol, un même métal sera absorbé différemment par diverses espèces végétales selon leurs particularités physiologiques, lesquelles sont notamment contrôlées par la température (Juste et Solda, 1985). Cet aspect est d'autant plus important à examiner que, pour plusieurs espèces de plantes, les basses températures fréquemment observées dans nos régions, favoriseraient l'accumulation de Ni (Juste et Solda, 1985) qui serait elle-même associée à une diminution de la teneur en Cd dans les plantes.

2.2 Voies de contamination de la faune 2.2.1 Contamination via l'alimentation

L'absorption sélective des nutriments et des métaux lourds par les diverses espèces végétales peut provoquer des réponses variables chez les herbivores. Ceux-ci peuvent en effet sélectionner des espèces devenues ainsi plus attrayantes pour leur consommation. La marmotte (Marmota sp.), par exemple, peut identifier dans un pâturage les plants de Poa

■ 119,5053,0304 CONSORTIUM GL-UDA

(22)

pratense spécifiquement fertilisés et qui ont une teneur en N plus élevée que les voisins (Di Tommaso et al., en préparation). Les taux de broutage des plants fertilisés peuvent être de 2 à 10 fois supérieurs aux plants non fertilisés. Ainsi, il est possible que le taux de broutage d'une parcelle traitée soit plus élevé surtout si celle-ci est entourée de terres non traitées et plus pauvres en nutriments. La faune risque alors de réagir favorablement à l'augmentation de la qualité nutritive de la végétation (Haufler et West, 1985) et de s'exposer ainsi à une plus grande absorption de métaux lourds.

Les charges en métaux apportées par des applications contrôlées de boues sont en deçà des doses phytotoxiques pour les plantes (Webber, 1988). Toutefois, certaines espèces ou parties des plantes peuvent accumuler certains métaux et atteindre des teneurs présentant un risque pour les consommateurs de celles-ci. Dans le cas des herbivores, la contamination des plantes dont ils se nourrissent est certainement la principale voie d'entrée des métaux dans leur organisme. Cependant, l'insolubilité de certains métaux dans les sols, leur immobilité sur les racines des plantes, leur translocation limitée vers les parties aériennes de la plante, ou encore leur phytotoxicité, peuvent les empêcher d'atteindre des niveaux foliaires excessifs. Ainsi, le lien possible entre les métaux des boues et la faune (à travers la chaîne alimentaire) serait brisé. C'est ce qu'on appelle la barrière sol-plante (Chaney, 1980).

2.2.2 Contamination directe

H peut exister d'autres voies de contamination de la faune que celle de la chaîne alimentaire.

Ainsi, Anderson et al. (1982) ont souligné le fait que les boues puissent être directement ingérées par le toilettage du pelage ou des plumes souillés par les boues. Les aérosols générés par la projection de boues liquides, les poussières, la contamination de l'eau de surface et l'ingestion de sol seraient aussi des voies de contact (Fitzgerald, 1980). Les herbivores brouteurs (Jones et al., 1979; Chaney, 1980; Anderson et al., 1982) et les consommateurs d'invertébrés (Wade et al., 1982) sont particulièrement vulnérables à l'ingestion de sol amendé, ils sont donc très exposés aux métaux lourds.

Le type de boues valorisées et le mode d'épandage peuvent aussi influencer le taux de fréquentation de la faune dans un site. L'apport de boues peut augmenter momentanément la

(23)

2-4

concentration en sels sur le feuillage souillé et le sol. Le lièvre, le cerf de Virginie et l'orighal seraient attirés par ces sels (Huot, 1993 cité par Beauchemin et Laverdière, 1993).

2.3 Bioaccumulation des métaux chez la faune

Le Cd, le Cu, le Ni, le Pb et le Zn sont en général les métaux pour lesquels on observe les accumulations les plus prononcées dans les tissus animaux, tandis que le Hg est considéré comme un élément pouvant être très toxique à faible dose (Cockerham et Shane, 1994). Chez les vertébrés, le foie et les reins sont les principaux organes accumulateurs. Ce sont les plus importants organes impliqués dans l'élimination des substances toxiques absorbées (Moore et Moore, 1976). On note aussi la présence élevée de métaux dans les muscles et la rate (Furr et al., 1976; Heffron et al., 1980), mais aussi dans les parois du tube digestif (Brueske et Barrett, 1991). Cependant, chez les mammifères, jusqu'à 75 % de la charge en Cd du corps peut se retrouver dans le foie et les reins.(Johnson et al., 1978).

Concernant les micromammifères exposés aux boues ou nourris de végétaux ou de macro- invertébrés provenant de sites de valorisation, de nombreux travaux ont montré que le Cd est systématiquement accumulé (e.g. Microtus pennsylvanicus: Williams et al., 1978; Woodyard, 1982; Sorex frowbridgei, Peromyscus leucopus: Hergstrom et West, 1989). Il en est de même pour d'autres espèces fauniques telles que les vers de terre (Andersen, 1979; Brueske et Barrett, 1991), et le Carouge à épaulettes (Agelaius phoeniceus) (Gaffney et Ellenson, 1979).

Toutefois, même si ces études ont montré qu'il existe un potentiel d'absorption et d'accumulation des métaux contenus dans les boues, il faut tenir compte du fait que peu d'entre elles ont utilisé des boues qui répondaient aux normes du Guide de bonnes pratiques de valorisation sylvicole du Québec (MENVIQ, MER et MSSS, 1991). De plus, comme la bioaccumulation des métaux chez la faune dépend de leur mobilité et de leur disponibilité dans le milieu (Chaney, 1980) et que cette mobilité et disponibilité dépendent à, leur tour des conditions environnementales et climatiques, tous ces résultats sont à relativiser si l'on considère les écosystèmes forestiers québécois. De même pour un écosystème donné, la disponibilité des métaux peut varier au cours des saisons puisque, entre autres, la disponibilité tend à augmenter avec une élévation de l'humidité (Petruzzelli, 1989) et de la température (Petruzzelli, 1989; Hoodà et Alloway, 1993). Toutefois, à court terme, les conditions initiales du

a 119.5053.0304 CONSORTIUM GL-USA

(24)

sol notamment, son pH, sa capacité d'échange cationique (C.E.C.) ainsi que la litière présente à sa surface, seraient les principaux facteurs influençant la disponibilité des métaux suite à une application de boues (US EPA, 1983 ; Environnement Canada, 1985 ; Harris et Urie, 1986 ; Chang et al., 1984).

Concernant le niveau trophique, l'accumulation des métaux dans la chaîne alimentaire semble plus élevée chez les insectivores que chez les herbivores, ce qui suggère une tendance à la bioamplification dans la chaîne alimentaire (Hergstrom et West, 1989). Cependant, ces mêmes auteurs s'accordent pour dire que l'importance de l'accumulation de métaux chez les micromammifères se situe en partie dans le risque qu'ils pourraient présenter pour leurs prédateurs. Il n'existe pas d'étude à notre connaissance qui ait essayé d'intégrer quelques niveaux trophiques pour déterminer la bioaccumulation des métaux le long des chaînes alimentaires, incluant les prédateurs naturels, de façon à comprendre l'impact potentiel de l'application des boues sur l'ensemble d'une communauté terrestre. Les deux exemples cités plus haut montrent que les chaînes alimentaires fonctionnant sur l'insectivorie et l'herbivorie peuvent être atteintes par les métaux lourds et donc servir à mesurer l'impact de telles substances sur les populations animales.

2.4 Effets des métaux sur la faune

Les métaux sont tous potentiellement toxiques pour les animaux exposés à des quantités excessives (Antonovics et al., 1971; Johnson et al., 1978). La toxicité de chaque élément est fonction de sa considération moléculaire, de sa solubilité, de sa taille, de son interaction avec certains tissus et de plusieurs autres caractéristiques physico-chimiques (Albert, 1973). La forme chimique sous laquelle on retrouve le métal a de l'importance dans la présence ou l'intensité de l'accumulation. L'effet ultime sur les systèmes biologiques, par contre, ne dépend pas seulement de l'élément lui-même, mais va être influencé par les interactions des métaux entre eux (Chowdhury et Chandra, 1987) et est surtout fonction de la charge accumulée dans les tissus ou organes dans lesquels ils peuvent induire un effet toxique.

■ 119.5053.0304 CONSORTIUM GL-UDA

(25)

2-6

2.4.1 Le cadmium (Cd)

Le cadmium est probablement l'élément toxique le plus préoccupant pour la faune lorsque présent dans les boues. Il est facilement absorbable par les plantes (Chaney, 1980; Smith, 1994) et se concentre efficacement dans les tissus des herbivores. Aucune fonction biologique essentielle ne lui est connue (Sharma et al., 1979; Chowdhury et Chandra, 1987), par contre, il est toxique à de faibles concentrations tissulaires. Par exemple, Gottofrey (1984) a observé des dommages rénaux chez des rats dont la diète quotidienne contenait 0,2 pg Cdig de nourriture.

Des dommages similaires ont été obtenus chez des souris qui consommaient 3 ppm par jour de Cd pendant 70 jours (Gottofrey, 1984). Les reins et le foie représentent environ 50 % de la charge corporelle en cadmium. Si l'accumulation de Cd augmente ou persiste et que le surplus de Cd ne puisse plus s'accumuler dans le foie et les reins, d'autres organes ou tissus (poumons, pancréas, intestin, testicules, cerveau, etc.) peuvent en accumuler des quantités significatives; et à la limite, suffisante pour causer des dommages tels une décalcification des os, une diminution de la masse osseuse, une cirrhose hépatique, des troubles gastro- intestinaux, de l'hypertension, des dommages testiculaires, des troubles du comportement (Gottofrey, 1984 ; Jelinek et Braude, 1978), le cancer des poumons, de la prostate, etc. (Lu et al., 1975; Chowdhury et Chandra, 1987).

2.4.2 Le plomb (Pb)

Le plomb est un élément toxiqiie pour les animaux et les humains (Chowdhury et Chandra, 1987), Môme si le plomb présent dans te sol est très peu absorbé par les plantes, sauf quand les concentrations sont particulièrement élevées dans le sol (Jelinek et Braude, 1978; Pharen et al., 1979; Chaney, 1980), la faune peut être contaminée en contournant cette barrière sol- plante. La faune peut ingérer de la végétation souillée par les boues, ingérer du sol contaminé lors d'une prise alimentaire sur le sol (Chaney, 1980), en encore ingérer des boues au cours de comportements de toilettage. On ne connaît au plomb aucune fonction biologique essentielle.

Chez les mammifères, les os, le foie et les reins sont les trois organes d'accumulation les plus importants (Jelinek et Braude, 1978; Zakrzewski, 1993). Les effets toxiques les plus significatifs du plomb se retrouvent au niveau du système nerveux central et périphérique (Chowdhury et Chandra, 1987; Zakrzewski, 1993) et sur le système hématopoïétique (anémie). Des études sur

(26)

des animaux ont démontré un potentiel cancérigène et tératogène pour le plomb (Minninret Santori, 1987; Chowdhury et Chandra, 1987). Cependant, ces derniers effets n'ont pas été démontrés chez l'humain.

2.4.3 Le mercure (Hg)

Le mercure se présente sous trois formes principales: le mercure métallique et les composés inorganiques et organiques de mercure. Le méthylmercure est la forme organique qui s'absorbe facilement par le tube digestif des organismes supérieurs (à plus de 99 %). Cette propriété semble à l'origine du fait que même des quantités extrêmement faibles de méthylmercure s'accumulent dans l'écosystème (NAS, 1978). Chez les mammifères, le mercure interfère avec les processus biochimiques de l'organisme de façon diffuse et non spécifique. Il possède une grande affinité pour les groupements thiols (SH) des molécules sur lesquels il se fixe de façon réversible. Le mercure est donc théoriquement capable d'inhiber tout système enzymatique contenant des groupements thiols libres. Cet effet peut se produire dans tous les tissus et tous les organes, mais sera fonction de la concentration locale de mercure. À très forte concentration, le mercure produit une précipitation des protéines (Nantel et Benedetti, 1977). Le patron de distribution observé chez les animaux montre que les reins retiennent les plus grandes quantités, puis le foie, la rate, le cerveau et enfin les autres organes. Bien que toutes les formes de mercure soient dans une certaine mesure toxiques, la forte absorption par voie digestive du méthylmercure, par les mammifères, en fait la forme la plus préoccupante. Pour être éliminé, le méthyl-Hg est déméthylé au niveau du foie. C'est sous la forme inorganique qu'il s'élimine par les voies biliaire et urinaire. C'est d'ailleurs principalement sous la forme inorganique, c'est-à-dire une fois déméthylé que le Hg s'accumule dans le système nerveux et dans le rein (Farris et al., 1993). Les organes menacés par le méthylmercure semblent être principalement le système nerveux central et périphérique et les reins (Boisset, 1996a). Par ailleurs, on a pu montrer que le méthylmercure pouvait, à des doses infra-létales, affecter les fonctions de reproduction des oiseaux. Heinz (1974) observe une diminution du nombre d'oeufs pondus, un accroissement de la mortalité embryonnaire des jeunes au cours des jours qui suivent l'éclosion chez des canards cols verts nourris pendant un an avec des aliments titrant 3 ppm de méthylmercure. On notera aussi qu'au niveau cellulaire, le mercure s'est avéré mutagène tant in vitro (Renne', 1972) qu'in vivo (Skerfving, 1972).

(27)

3-1

3. OBJECTIFS

L'objectif principal de la présente étude consiste à étudier les impacts potentiels sur la faune, associés à la présence de métaux, suite à la valorisation sylvicole des boues issues des stations d'épuration des eaux usées municipales. De façon plus spécifique, un protocole de recherche a été établi dans le but de :

évaluer les teneurs en métaux lourds (Cd, Hg, Pb) dans deux espèces de micromammifères, soit un herbivore (le campagnol des champs, Microtus pennsylvanicus) et un insectivore (la grande musaraigne, Blarina brevicauda), suite à l'application de boues issues du premier étang d'une station d'épuration des eaux usées municipales à un taux de 200 kg N disp./ha, et réalisée selon les critères du Guide de bonnes pratiques (MENVIQ, MER et MSSS, 1991). Ceci permettrait de vérifier en milieu naturel (i.e. jeunes plantations) le potentiel de bioaccumulation de métaux au cours d'une courte période (l'année suivant l'application) associé à la valorisation sylvicole des boues;

2) quantifier chez le lapin en condition de laboratoire l'accumulation de métaux lourds (Cd, Hg, Pb) lorsque ce dernier est nourri avec de la végétation provenant des parcelles ayant reçu des boues et ce, en comparaison avec de la végétation récoltée sur des sites témoins. Cet exercice visait à mieux quantifier, dans un milieu contrôlé, l'accumulation de ces métaux dans une espèce animale, et ce, à titre d'indication du risque de contamination de la chaîne alimentaire par la chasse de gibier ayant fréquenté des parcelles traitées;

3) évaluer sur le chêne blanc (Querbus alba) et le pin rouge (Pinus resinoa), suite à l'application des boues, les concentrations en Cd, Pb et Hg dans les feuilles, la croissance des arbres, l'état du bourgeon terminal et le pourcentage de la surface foliaire des chênes consommés par les insectes ;

4) recommander, s'il y a lieu, des ajustements aux critères de valorisation sylvicole de boues si les résultats de l'étude révèlent ou suggèrent un potentiel d'agressions significatives sur les organismes étudiés.

(28)

Ainsi, les niveaux trophiques ciblés par l'étude sont représentés par deux niveaux de l'écosystème, soit les plantes et les animaux, notamment les mammifères susceptibles d'être consommés par les carnivores ou les humains. Le scénario possible de contamination de la faune comprend différentes composantes dont les principales sont :

a) à court terme : la contamination directe des végétaux (ex.: feuillage souillé) et du sol suite aux activités d'épandage des boues ;

b) à moyen et à long terme : la bioaccumulation des métaux apportés par les boues dans les tissus végétaux et/ou dans les invertébrés consommés ainsi que le niveau de contamination des sols ayant reçu des boues.

(29)

4-1

4. MÉTHODOLOGIE

De façon générale, le projet consistait à épandre des boues municipales liquides en situation réelle et à effectuer un suivi des teneurs en métaux (Cd, Pb et Hg) chez les végétaux et les micromammifères présents sur les sites d'essais ainsi que chez des lapins alimentés avec la végétation provenant de ces mêmes sites. Ainsi, l'application des boues a été effectuée avec des épandeurs commerciaux à un taux équivalent à 200 kg d'azote disponible/ha et ce, dans des conditions de terrains similaires à celles pouvant être rencontrées en valorisation sylvicole.

Le projet a été réalisé sur des propriétés de l'Université de Sherbrooke dans des plantations de feuillus et de résineux. Le projet s'est déroulé en deux phases, soit un suivi faisant immédiatement suite à l'application des boues (septembre à novembre) et un suivi la saison suivante (mai à novembre).

Enfin, les sections qui suivent présentent la méthôdologie détaillée utilisée pour la réalisation du projet.

4.1 Parcelles d'essais

Campagne d'échantillonnage de 1995

Initialement, deux parcelles traitées (A et B) et deux parcelles témoins (C et D) ont été retenues pour cette étude (figure 4.1). Toutes les parcelles étaient localisées à l'intérieur des plantations forestières de l'Université de Sherbrooke en bordure de boisés plus matures ; il s'agissait ainsi d'écotones. Une parcelle traitée (A) et une parcelle témoin (D) se situaient dans une plantation majoritairement constituée de chênes rouges et de chênes blancs bordant un boisé de feuillus.

L'autre parcelle traitée (B) et la parcelle témoin correspondante (C) se situaient dans une plantation majoritairement constituée de pins bordant une plantation mature de pins. Les arbres dans ces quatre parcelles étaient âgés de sept ans. La superficie de chacune des parcelles variait d'environ 0,8 à 1,0 ha.

(30)

LÉGENDE :

F : témoin - micro-mammifères 1996 A : traitée - plantation de chéries

B : traitée - plantation de pins C : témoin - plantation de pins D : témoin - plantation de aldines E : témoin - alimentation lapins 1996

Titre:

Projet

Mont-Believue

GENDRON LEFEBVRE CONSORTIUM GL-UDA UNIVERSITÉ DE SHERBROOKE

Localisation générale des parcelles d'essais

PIIIPortb Pur:

De98111à pan

François Grener, :nu. &

Nalhans Bousquet, den.

DM&

99-03-04 MUE/ELME & /MIMÉS INC. VédS, • n Franipla I r. & .

Ilmetett-temails

Avioultmly foreeterie et tenettentuemettt Référence: photo Q95-112 #40 Figure 4.1

Échelle approx.: 1:10000 Fkdrfer 50539,01.cavg 5053pa01.1if

(31)

4-3

Un relevé topographique a été effectué pour relever les dimensions ainsi que la pente des parcelles retenues. Le point haut du terrain se situait entre les parcelles traitées et les parcelles témoins. Des pentes de terrain n'excédant pas 9 % ont été mesurées de part et d'autre.

Les parcelles traitées ont reçu une application de boues de station d'épuration des eaux usées municipales correspondant à environ 200 kg d'azote disponible par hectare en septembre 1995, Des sous-parcelles ont été définies (A1, A2, BI, B2) lors de la supervision des activités d'épandage afin de tenir compte des doses réellement appliquées (voir section 4.2.7 et figure 4.3 à la section 4.4.1).

Campagne d'échantillonnage de 1996

Deux nouvelles parcelles témoins (E et F) ont remplacé les parcelles C et D pour la campagne de 1996. Cette décision, faisait suite à la révision du protocole selon les résultats obtenus lors de la campagne de 1995 ainsi que suite aux problèmes associés à la nature des parcelles C et D.

En effet, ces parcelles (C et D) étaient exposées au sud et le sol de celles-ci était beaucoup plus sec que celui des parcelles traitées (A et B) qui étaient exposées au nord, de sorte qu'il aurait été difficile de prélever suffisamment de plantes herbacées pour alimenter les lapins témoins (plus nombreux et avec une période d'alimentation plus longue qu'en 1995). Par ailleurs, en début de saison 1996, la campagne de piégeage des micromammifères s'était avérée infructueuse sur les parcelles C et D.

Ainsi, en 1996, la parcelle F a été retenue pour le piégeage des micromammifères témoins et la parcelles E pour le prélèvement des plantes destinées à alimenter les lapins témoins.

(32)

4.2 Provenance des boues

Les boues utilisées pour les fins du projet sont les boues de l'étang no 1 de la ville de Richmond. Ces boues sont considérées comme stabilisées. Comme pour tous les procédés de traitement par étangs aérés, aucune déphosphatation chimique n'est effectuée dans ce premier étang.

Des caractérisations préliminaires des boues de l'étang no 1 de la ville de Richmond ont été effectuées en 1993 et 1995, avant épandage, afin de déterminer leur acceptabilité à‘ la valorisation selon les teneurs en métaux et en contaminants organiques, et afin de déterminer les doses d'épandage. Des caractérisations des boues ont été également effectuées sur les boues réellement épandues.

4.2.1 Techniques d'échantillonnage

Les prélèvements initiaux de boues pour l'évaluation préliminaire des taux d'application et des quantités requises pour chacun des sites ont été effectués selon les critères du Guide de bonnes pratiques.

Les boues de l'étang no 1 ont été échantillonnées par le personnel de la firme Simo en juillet 1995. Dans un premier temps, l'accumulation des boues a été mesurée. L'étang no 1 comporte 18 lignes d'aération disposées perpendiculairement à l'écoulement des eaux usées. Ainsi, de l'entrée de l'étang jusqu'à environ la 4e ligne d'aération, l'épaisseur de boues variait de 60 à 90 cm. Pour le reste de l'étang, l'épaisseur des boues variait de 15 à 20 cm au centre et de 30 à 45 cm sur les berges.

Les prélèvements de boues ont été effectués à partir d'une chaloupe à l'aide d'un échantillonneur de type drague à benne en acier inoxydable et muni d'un messager (poids) que l'on laisse tomber de la surface pour en commander la fermeture. Deux séries distinctes de prélèvements ont été réalisées pour former deux échantillons composés. Les prélèvements ont été effectués principalement sur le pourtour de l'étang puisque c'est là que les volumes les plus

(33)

4-5

importants de boues se trouvent. Chaque échantillon composé consistait en quatre prélèvements en profondeur (8 cm du fond) et deux prélèvements de la couche supérieure de boues pour la zone allant de l'entrée de l'étang à la

e

ligne d'aération, ainsi que quatre prélèvements pour la zone allant de la

e

ligne d'aération à la fin de l'étang. Ainsi, les échantillons sont représentatifs de l'ensemble des boués qui étaient présentes dans l'étang initialement. Par ailleurs, environ un tiers du volume des boues disponibles a été utilisé pour les fins du projet et ce volume provenait principalement de la zone d'entrée.

Pour la caractérisation des boues épandues, les prélèvements ont été effectués à partir des camions de transport des boues. Des boues de chacune des livraisons ont été utilisées pour composer un prélèvement homogène. Étant donné une variabilité de la siccité observée dans la livraison des derniers camions, une analyse séparée de ce paramètre a

été

effectuée (échantillons A et B).

4.2.2 Techniques d'analyses utilisées

Les analyses ayant servi à caractériser les boues pour l'étude préliminaire de qualité et l'évaluation du taux d'application, ont été réalisées par le laboratoire Novalab.

Les analyses ayant servi à caractériser les boues réellement épandues sur les parcelles traitées ont été réalisées par le laboratoire Zénon (maintenant la Corporation des services analytiques Philip).

Les analyses spécifiques des métaux Cd, Hg et Pb pour les boues épandues ont été réalisées par le laboratoire du Centre de toxicologie du Québec (CTQ).

Le tableau 4.1 présente les méthodes d'analyses utilisées par les laboratoires Novalab et Zénon. Les méthodes d'analyses du CTQ sont présentées à la section 4.4.3.