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C O M P O S T A G E

DES DÉCHETS VERTS DOMESTIQUES ET DES BOUES DE STATIONS D'ÉPURATION: SYNTHÈSE DES CONNAISSANCES CONCERNANT LES RISQUES POUR LA SANTÉ

Par

Sylvie Lessard, M. Env.

Comité de santé environnementale des DSC du Québec DSC Hôpital de l 'Enfant-Jésus

WA 778 L638 1992

Octobre 1992

I

Institut national de santé publique du Québec 4835, avenue Christophe-Colomb, bureau 200

Montréal (Québec) H2J3G8

Tél.: (514) 597-0606

Dépôt légal, 4e trimestre 1992 Bibliothèque nationale du Québec Bibliothèque nationale du Canada ISBN 2-921261-14-6

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REMERCIEMENTS

Je tiens à remercier les personnes suivantes qui ont accepté de lire et de commenter ce travail bibliographique.

- Mme Danielle Pelletier, de la Direction de la récupération et du recyclage du ministère de l'Environnement du Québec, a facilité la recherche de la littérature relative au compostage.

- M. Pierre Gosselin, président du Comité de santé environnementale des DSC du Québec.

- Mme Marie-Claude Messely, M. Richard Lemieux et M. Daniel Bolduc du Département de santé communautaire de l'Hôpital de l'Enfant-Jésus.

- M. Pierre Ayotte du Département de santé communautaire du CHUL.

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RÉSUMÉ

Avec l'augmentation des coûts d'enfouissement et d'incinération, plusieurs municipalités se sont intéressées au recyclage et à la valorisation des déchets. Le compostage des déchets verts domestiques (feuilles, herbes, etc.) et des boues de stations d'épuration apparaît comme une méthode, simple, avantageuse pour l'environnement et parfois économique pour gérer une partie importante de ces déchets.

Les études relatives aux risques encourus par les travailleurs d'une aire de compostage sont plus nombreuses et plus complètes que celles traitant des risques associés à l'utilisation d'un compost de déchets verts domestiques ou de boues de stations d'épuration. Plusieurs auteurs affirment cependant des faits contradictoires.

Néanmoins, il est possible de dire qu'en général, le niveau de risques pour la santé publique est fonction de la présence des espèces microbiennes pathogènes, de la nature et de la concentration des métaux lourds et des composés organiques toxiques dans le compost.

Lors du compostage, plusieurs auteurs mentionnent l'importance d'effectuer un suivi rigoureux des paramètres qui influencent la qualité d'un compost (température, humidité, oxygène, etc.) car s'ils ont bien été contrôlés, les teneurs en microorganismes pathogènes et en composés organiques toxiques seront réduites. La phase de maturation d'un compost est également un facteur important à surveiller puisque cette dernière étape tend à favoriser une diminution des concentrations en métaux lourds biodisponibles. Ce fait s'explique par une libération accrue d'acides humiques et fulviques qui agissent comme agents complexants envers les métaux et en conséquence, réduisent leur mobilité et leur solubilité. Ainsi, si un compost est épandu sur un sol, les métaux s'avéreront moins disponibles pour les plantes. Toutefois, aucune étude n'à démontré que les métaux complexés ne seront pas éventuellement biodisponibles.

Les contaminants biologiques et chimiques, présents dans le compost, peuvent pénétrer dans l'organisme humain par trois voies différentes: cutanée, digestive et respiratoire. Les personnes travaillant à une aire de compostage et les gens qui entrent en contact direct avec le compost (ex.: agriculteurs, pépiniéristes, horticulteurs) sont les plus exposés via les voies cutanée et respiratoire. Tous les gens qui consomment des aliments, végétaux ou animaux (incluant viandes et produits laitiers) ayant été en contact avec un compost

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contaminé, peuvent également être exposés aux microorganismes pathogènes, aux métaux lourds et aux composés organiques toxiques. Il s'agit là du groupe des consommateurs indirects du compost. Par ailleurs, il peut se produire un effet de bioaccumulation pour certains métaux lourds et composés organiques toxiques. Chez l'humain, l'accumulation des composés organiques toxiques et des métaux lourds (mercure, cadmium et plomb) s'explique par leur grande affinité pour certains organes (reins, foie, etc.). Parmi le groupe des consommateurs directs ou indirects du compost, les personnes les plus à risque sont les enfants, la femme enceinte et son foetus. Les effets sur la santé dépendent des concentrations en métaux et en composés organiques toxiques au niveau des organes, de leur toxicité, du degré d'exposition et de la sensibilité individuelle.

Selon les études épidémiologiques actuelles, le risque pour la santé associé aux microorganismes pathogènes lors de la manipulation et de l'utilisation du compost est faible. Ces études comportent malheureusement quelques points faibles, incluant la petite taille des populations étudiées et la difficulté à trouver des groupes témoins adéquats. Des cas d'irritations des yeux et de la peau chez les personnes travaillant à une aire de compostage ont été rapportés par plusieurs auteurs. Il semblerait que le facteur déterminant dans la contamination s'explique par le manque de protection: des vêtements inadéquats pour ce genre de travail, le fait de ne pas se laver les mains ou de ne pas porter un masque anti -poussières, etc. Ainsi, des mesures d'hygiène appropriées auraient probablement permis d'éliminer les quelques cas de contamination humaine en milieu de travail.

Les travailleurs des aires de compostage, les communautés avoisinantes de ces aires et les consommateurs directs ou indirects du compost seraient peu exposés aux risques associés aux microorganismes pathogènes. L'infection se transmet principalement par des mains contaminées par les boues, par des éclaboussures au visage ou par des spores aéroportées de champignons microscopiques. Les infections sont plus fréquentes chez les individus travaillant à une aire de compostage surtout s'ils prennent des antibiotiques, des immunosuppresseurs, des drogues cytotoxiques et des corticostéroïdes. Par ailleurs, les individus asthmatiques réagissent immédiatement à l'antigène de Aspergillus fumigatus.

La présence de métaux lourds et de composés organiques toxiques peut créer un obstacle majeur à l'utilisation du compost. Les risques pour la santé associés à ces produits chimiques dépendent de leurs caractéristiques toxicologiques, du degré d'exposition à ces substances, de leurs concentrations au niveau des organes et de la sensibilité individuelle.

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Ainsi, les effets sur la santé reliés à l'exposition à ces produits chimiques sont difficiles à évaluer en raison de la multitude de variables qui entrent en jeu (biologiques, physiopathologiques, environnementales, etc.). C'est d'autant plus vrai que la composition et la toxicité de plusieurs composés organiques, tels les pesticides, sont encore peu connues. L'utilisation des boues de stations d'épuration de régions très industrialisées peut être à proscrire si elles contiennent de fortes teneurs en métaux lourds et en composés organiques toxiques. Dans le cas contraire, les déchets verts domestiques et les boues de stations d'épuration de zones peu industrialisées pourraient être utilisés. Il faut mentionner qu'il existe un risque particulier par rapport au plomb contenu dans le compost de déchets verts ou de boues puisqu'on y est déjà exposé v i a de nombreuses-autres sources. C'est également le cas pour certains autres contaminants (ex.: le nickel, le cadmium, les composés organiques toxiques). C'est pourquoi, il faudrait assurer ion suivi rigoureux de la qualité du compost par des analyses physico-chimiques et biologiques régulières.

Les rejets liquides d'un tas de compost présentent également un risque pour la santé humaine puisque ceux-ci peuvent contenir des microorganismes pathogènes, des métaux et des composés organiques toxiques. Il s'agit de lixiviats (liquides drainés de la masse à composter) et d'écoulements dus aux condensats (humidité de l'air pénétrant dans la masse qui se condense puis s'écoule) et aux précipitations (eaux drainant la surface du tas de compost et l'aire de compostage). De plus, ces eaux peuvent présenter des problèmes d'odeurs surtout si elles sont stagnantes. Il faut donc prévoir un système permettant de recueillir les liquides et les acheminer vers un bassin de traitement sur place ou vers une station d'épuration privée ou municipale (si la municipalité accepte évidemment de traiter ces eaux). Ces liquides seront alors traités selon leur charge polluante.

Le risque de contaminer les eaux souterraines par les métaux, suite à l'épandage d'un compost, est minime. Ce fait s'explique par l'adsorption des métaux à des particules du sol. Le mouvement des métaux est en effet freiné par leur emprisonnement dans les espaces interstitiels du sol. La contamination des eaux de surface et souterraines par les lixiviats s'avérerait un problème mineur si toutes les activités du compostage se faisaient sur un sol compact et imperméable. Il faudrait également que toutes les eaux soient récoltées et traitées.

Vlll

Plusieurs aspects restent à documenter avant que le compostage ne devienne line tradition au Québec. La réglementation est également à définir afin d'assurer la qualité du produit, la protection de l'environnement et la sécurité des consommateurs directs ou indirects du compost et des travailleurs des lieux de compostage.

Le compostage mérite d être exploré de près par les autorités municipales en raison notamment de la possibilité offerte par cette méthode de valoriser des déchets qui seraient autrement perdus.

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TABLE DES MATIÈRES

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REMERCIEMENTS «... Hi

RÉSUMÉ v

LISTE DES TABLEAUX xii

INTRODUCTION , 1

1. NOTIONS DE BASE RELATIVES AU COMPOSTAGE.. 3 1.1 Généralités 3 1.2 Rôles des microorganismes impliqués dans le compostage 4 1.3 Étapes du procédé de compostage 6 1.4 Procédés de compostage 7 1.5 Matières aptes à être compostées 9

1.5.1 Déchets verts domestiques. 9 1.5.2 Boues de stations d'épuration 10

2. RISQUES POUR LA SANTÉ 11 2.1 Risques associés aux composts de déchets verts domestiques et

de boues de stations d'épuration 11 2.1.1 Composés organiques toxiques 15 2.1.2 Métaux lourds 23

2.1.2.1 Métaux dans le sol 34 2.1.2.2 Métaux dans la végétation 35 2.1.3 Microorganismes pathogènes 36

2.2 Synthèse des risques associés aux composts de déchets verts domestiques et de boues de stations d'épuration 43

2.3 Mesures préventives pour les personnes travaillant à une aire de compostage 45

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3. MÉTHODE OPTIMALE DE COMPOSTAGE POUR RÉDUIRE LES RISQUES POUR LA SANTÉ PUBLIQUE 47

3.1 Paramètres influençant la qualité d'un compost..... 47 3.1.1 Paramètres physico-chimiques 47 3.1.2 Présence de métaux lourds 49 3.1.3 Présence de microorganismes pathogènes 51

3.2 Nuisances pour la santé publique lors du compostage 53 3.2.1 Lixiviats, condensats et précipitations 53 3.2.2 Poussières 54 3.2.3 Odeurs 55 3.2.4 Localisation du lieu de compostage...... 57

4. CRITÈRES DE QUALITÉ DTJN COMPOST 59

CONCLUSION : ;; ; 67

BIBLIOGRAPHIE .,75

ANNEXE 1 81

LISTE DES TABLEAUX

Page

1. Caractérisation partielle de composts québécois faits à partir de déchets verts domestiques 13

2. Caractérisation partielle de composts canadiens et américains faits à partir de boues de stations d'épuration 14

3. Microorganismes présents soit dans les déchets verts, les boues ou le sol pouvant dégrader quelques pesticides 18

4. Évolution des concentrations de trois pesticides lors du compostage de déchets verts en conditions contrôlées. 20

5. Organismes pathogènes dans les boues de stations d'épuration

pouvant affecter la santé humaine 38

6. Critères d'appréciation de la maturité des composts 62

7. Teneurs limites en métaux dans les boues aptes à la valorisation agricole ou sylvicole 64

8. Lignes directrices et standards pour les teneurs en métaux lourds et en microorganismes pathogènes dans le compost de différents pays ...65

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INTRODUCTION

La gestion des déchets verts domestiques (feuilles, herbes, etc.) et des boues de stations

d'épuration, comme d'ailleurs la gestion des autres déchets, constitue pour les intervenants

municipaux une tâche complexe.

Les méthodes de gestion des déchets s'avèrent les mêmes depuis des millénaires. En fait, les déchets peuvent être enfouis, incinérés ou transformés en produits utiles.

Actuellement, la gestion intégrée des déchets solides au Québec touche de plus en plus de

municipalités. Il s'agit de l'approche des 3R-VE:

• Réduire à la source les quantités de déchets; • Réemployer à d'autres fins plusieurs produits (ex.: contenants en plastique, bocaux en

verre, boîtes en métal et sacs de plastique); • Recycler (papier, verre, plastique et métal); • Valoriser les déchets par le compostage pour en faire un terreau ou par l'incinération

pour produire de l'énergie; • Éliminer les déchets de façon sécuritaire par l'enfouissement sanitaire ou l'incinération.

Avec l'augmentation des coûts d'enfouissement et d'incinération, plusieurs municipalités se sont intéressées au recyclage et à la valorisation des déchets. Le compostage des déchets verts domestiques apparaît comme une méthode simple, avantageuse pour l'environnement et parfois économique pour gérer une partie importante de ces déchets. Cette solution est à la portée de toutes les municipalités intéressées qui ont à leur disposition des terrains .et de la machinerie. Au Québec, le compostage de feuilles (le plus commun) ou d'une combinaison d'herbes et de feuilles sont les seuls déchets valorisés par cette méthode. Actuellement, le compostage de boues de stations d'épuration n'est pas réalisé au Québec, il se fait uniquement à petite échelle et à titre expérimental (Direction de la récupération et du recyclage, MENVIQ, Communication personnelle, février 1992).

Le présent document a pour principal objectif de résumer les connaissances existantes relatives aux risques pour la santé publique associés aux composts fabriqués à grande échelle, provenant des déchets verts domestiques et des boues

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de stations d'épuration. Dans le cadre de ce travail, aucune comparaison ne sera faite au sujet des risques pour la santé publique entre les différentes méthodes de gestion des déchets. Étant donné que l'on connaît très peu les concentrations en métaux lourds et en composés organiques toxiques dans un compost fait à partir de déchets verts ou de boues, l'évaluation du risque à la santé s'avère donc problématique. Par ailleurs, les effets à long terme sur la santé des humains, suite à la manipulation et à l'utilisation de compost, demeurent inconnus. En conséquence, le présent travail se restreint donc à présenter les connaissances préliminaires sur les risques. Il faut donc garder à l'esprit que les notions de risques présentées dans ce travail sont appelées"à se préciser avec la réalisation de recherches approfondies dans ce domaine.

Dans un premier temps, il est essentiel de présenter les principales notions de base du procédé de compostage. Puis, dans un deuxième temps, les risques pour la santé lors de la manipulation et de l'utilisation de composts provenant des déchets verts domestiques et des boues de stations d'épuration seront abordés. Le compostage de l'ensemble des déchets provenant du "sac vert" n'est pas considéré dans le cadre de ce travail parce qu'au Québec, il y a très peu de lieux de compostage destinés à ce type de déchets.

Dans un troisième temps, un scénario optimal de gestion des déchets verts domestiques ou des boues de stations d'épuration par le compostage sera proposé. Les facteurs influençant la qualité d'un compost et ceux minimisant les risques pour la santé seront alors définis. Ce scénario permettra de cerner les points faibles du procédé de compostage. De là, il sera possible de suggérer quelques alternatives pour amoindrir les effets sur la santé publique et l'environnement. Finalement, les critères de qualité d'un compost qui permettent de diminuer les risques pour la santé et l'environnement seront abordés.

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N O T I O N S D E BASE R E L A T I V E S A U C O M P O S T A G E

Ce chapitre présente les principes du procédé de compostage à partir de déchets verts domestiques (herbes, feuilles, etc.) et de boues de stations d'épuration.

1.1 Généralités

Le compostage consiste en une dégradation microbienne accélérée de matières organiques putrescibles pour les transformer en un produit stable appelé compost. Ce dernier, de couleur brun foncé et riche en sels minéraux, est obtenu suite à de nombreuses réactions biologiques et biochimiques. Ce processus s'effectue normalement en milieu contrôlé (température, aération et humidité) (MENVIQ, 1987; MALOOF, 1988; MENVIQ, 1991).

Le compost, mélangé au sol, améliore les propriétés physico-chimiques et biologiques de ce dernier. Plus précisément, le compost augmente la capacité de rétention d'eau, prévient l'érosion et améliore la structure et l'aération des sols (BAUDUIN et al, 1987; SERRENER CONSULTATION INC., 1989; MENVIQ et a/., 1991). De plus, il peut accroître considérablement l'efficacité des plantes à utiliser les fertilisants employés en combinaison avec le compost (BAUDUIN et al, 1987; SERRENER CONSULTATION INC., 1989). Selon ses matériaux d'origine, le compost peut contenir plusieurs éléments nutritifs nécessaires à la croissance des végétaux (DYER et RAZVI, 1987).

Le compost peut être utilisé en agriculture, en horticulture et comme matériel de remblayage. Il doit viser un marché de substitution parmi divers produits déjà existants (MENVIQ, 1987).

Les principaux clients potentiels pour le compost sont les paysagistes, les centres de jardinage et les magasins de vente au détail. Il y a également les pépiniéristes, les floriculteurs et les municipalités (MENVIQ, 1987).

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Le compost de boues de stations d'épuration pourrait être avantageusement utilisé comme substrat de croissance pour des plants forestiers en récipients. Il faudrait néanmoins réussir à déterminer Hans quelle proportion et avec quelles matières celui-ci pourrait être mélangé pour produire un substrat convenable (POLAN, 1990).

Selon LOPEZ-REAL et al (1989), le compost de boues de stations d'épuration s'est avéré excellent pour la croissance de plusieurs espèces végétales (ornementales et légumes). La croissance de ces végétaux sur le compost ou sur la mousse de sphaigne s'est avérée très similaire. L'étude de CHEN et HADAR (1987) démontre également ce fait à partir de déchets agricoles, tel que le fumier, des animaux

Un amendement organique, qui est une matière d'origine végétale ou animale incorporée au sol visant à améliorer ses propriétés physiques et ses activités biologiques, peut réduire les pertes de cultures causées par des microorganismes pathogènes affectant les plantes. Des études démontrent que le compost est un très bon substitut aux pesticides. En fait, les composts matures jouent un rôle de fongicide en éliminant plusieurs espèces pathogènes, tel que Pythium, Rhizoctonia et Sclerotium rolfsii (CHEN et HADAR, 1987; CHUNG et al, 1988; SCHUELER et aL, 1989). LOGSDON (1988) décrit également cette propriété du compost envers Phytophora.

Le compostage s'avère une méthode efficace pour le traitement des déchets à forte teneur organique comme on en retrouve au Québec (MENVIQ, 1987).

1.2 Rôles des microorganismes impliqués dans le compostage

Dans un tas de matières putrescibles destinées à produire un compost, l'activité microbienne est dominée par les bactéries, les champignons et les actinomycètes. Ces décomposeurs primaires consomment les fractions organiques. Puis, ils servent eux-mêmes de nourriture aux décomposeurs secondaires et tertiaires (protozoaires, helminthes, arthropodes, etc.) (GOLUEKE, 1992).

Selon la température optimale de croissance, les microorganismes impliqués dans la dégradation des matières organiques sont regroupés en deux catégories distinctes: les mésophiles (25-40°C) et les thermophiles (45-60°C). Suite à l'activité d'une flore mésophile, une température élevée est atteinte, soit environ 40°C. Une température de près de 50°C

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produit un effet inhibiteur envers les espèces mésophiles tandis que les thermophiles se développent progressivement. À 65°C, la croissance de la flore thermophile devient maximale. Cette activité microbienne peut même provoquer des températures maximales de 75 à 80°C. Ces températures inhibent partiellement la flore thermophile. Puis, la température baisse progressivement et le milieu redevient propice au développement d'organismes mésophiles (PELCZAR et a/., 1977; COUTURE, 1988; FOGARTY et TUOVINEN, 1991).

Les bactéries assurent en grande partie la dégradation de la matière organique. Les champignons et les bactéries sont responsables.de. l'élévation subite, de la température lors des premiers jours du processus de décomposition de la matière organique. Quant aux actinomycètes, ils n'interviennent qu'à un stade plus avancé du processus de transformation (COUTURE, 1988).

Pendant tout le procédé de compostage et surtout lorsque la température est maximale, les bactéries sont présentes dans le tas de compost et ce, dès le début. Elles s'y développent très rapidement. Elles représentent le groupe de microorganismes le plus important en terme de nombre, au centre du tas de compost. Dès le début, elles consomment des produits facilement digestibles: glucides, lipides et hydrates de carbone à chaînes courtes (COUTURE, 1988).

La présence de champignons dans les couches extérieures du tas de compost est continue. La température et l'humidité sont moins élevées sur ces couches que celles caractérisant les couches centrales, où la température peut atteindre 80°C. La température maximale tolérée par les champignons thermophiles est d'environ 50°C. Ces microorganismes jouent un rôle important lors du compostage en décomposant les acides organiques, la cellulose, les hémicelluloses et, dans une faible mesure, la lignine (COUTURE, 1988).

Lors des derniers stades du compostage, les actinomycètes dominent à leur tour. Ils consomment alors des substances plus grossières, comme la cellulose et la lignine (COUTURE, 19*88).

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1.3 Étapes du procédé de compostage

Le procédé du compostage comporte 4 phases distinctes:

L P h a s e de latence: Après une courte période nécessaire à la colonisation des matières à composter par les microorganismes, soit environ une journée, la température du tas de compost s'élève légèrement. Cette élévation est due à l'activité respiratoire des microorganismes présents dans le tas de matières organiques.

2. P h a s e mésophi le o u decroissance:- La-température-s'élève, progressivement à 45°C, suite à l'activité et à la croissance des microorganismes mésophiles aérobies. Cette croissance est liée à la dégradation des matières organiques et s'accompagne d'un dégagement de chaleur.

3. P h a s e thermophi le: Au fur et à mesure que la température augmente, les microorganismes thermophiles et les thermotolérants remplacent les mésophiles. La température atteint 60 à 70°C. La transition mésophile-thermophile se fait graduellement. À hautes températures, des réactions chimiques de nature exothermique peuvent survenir et maintiennent alors une température élevée.

4. P h a s e de refroidissement o u de déclin: À partir de 70 à 75°C, seules les enzymes sécrétées dans les phases précédentes participent encore à la dégradation. L'élévation de température, atteinte lors des quatre phases, devrait théoriquement tuer les microorganismes pathogènes présents dans le tas de matières organiques. Le processus de compostage n'est plus performant lorsque les retournements des andains (c'est-à-dire des piles, des tas) ne provoquent plus d'élévation de température. Ce fait s'explique parce qu'une grande partie de la matière organique a déjà été décomposée. L'activité microbienne est alors ralentie et les températures redescendent vers des niveaux mésophiles (PEDERSEN, 1983; COUTURE, 1988; MINISTÈRE DE L'ENVIRONNEMENT DE LA FRANCE et LES TRANSFORMEURS, 1990; FOGARTY et TUOVINEN, 1991).

Ces quatre phases peuvent se résumer par la formule suivante:

Matières organiques + Microorganismes + 02"* Compost + C02 + H2O + Chaleur

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1.4 Procédés de compostage

Il existe plusieurs procédés de compostage utilisés indifféremment de la matière à composter. Ils peuvent être classés de diverses façons. Dans le cadre de ce travail, ils seront classés en trois catégories selon leur mode d'aération:

1. Pi les aérées naturellement: Ce procédé consiste à placer les matières putrescibles en une série d'andains (piles), ayant 90 à 200 cm de hauteur. Le nombre de retournements varie selon la technique utilisée. En effet, les piles peuvent être .retournées une à deux fois par semaine ou une à cinq fois par année (Direction de la récupération et du recyclage, MENVIQ, Communication personnelle, octobre 1992). Ces retournements doivent permettre une évaporation du surplus d'humidité et une redistribution des microorganismes pathogènes vers des zones de températures létales. Selon certains auteurs, le processus dure entre 6 et 10 semaines et peut même se prolonger durant 9 à 18 mois (PEDERSEN, 1983; MENVIQ, 1987). Ce procédé de compostage peut s'avérer acceptable pour les déchets organiques contenant peu de microorganismes pathogènes (PASSMAN, 1979). Les principaux inconvénients de ce procédé sont la sensibilité des piles aux précipitations, les risques d'émissions d'odeurs et de lixiviats (liquides drainés du tas de compost) ainsi que les importantes surfaces de terrain requises (de BERTOLDI et ai, 1988b; MENVIQ, 1991).

2. Pi les statiques en aération forcée: Dans ce cas, les matières organiques putrescibles et les agents structurants (paille, copeaux, sciures de bois, etc.) forment des piles d'une

I hauteur de 3,6 m environ (PASSMAN, 1979; STENTIFORD, 1987). Par contre, de BERTOLDI et al. (1988b) mentionnent qu'une hauteur supérieure à 2,5-3,0 m s'avère

c critique car l'aération dans toute la pile peut alors s'avérer déficiente, voire impossible. Sous ' les piles de compost, un tuyau perforé est raccordé à un ventilateur, lequel permet de

maintenir des conditions aérobies en insufflant (aération positive) ou en extrayant de l'air (aération négative). Cette aération permet également d'entraîner les odeurs vers un tas de compost mature, où elles sont filtrées. Le processus dure entre 2 et 10 semaines (STROM et

î FINSTEIN, 1989). Une température uniforme dans la pile peut être assurée en la recouvrant avec un compost mature ou un agent structurant (PASSMAN, 1979; STENTIFORD, 1987; de BERTOLDI et al., 1988b). Un inconvénient associé à ce procédé est un refroidissement à certains endroits dans ia pile, empêchant ainsi la destruction des microorganismes pathogènes (PEDERSEN, 1983). Ces refroidissements ont lieu dans la

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zone à proximité du tuyau où l'air est expulsé (en aération positive); ou dans les couches extérieures de la pile de compost (en aération négative).

3. Bioréacteurs: Pendant 7 à 14 jours, les matières putrescibles sont contenues dans un cylindre vertical (stationnaire) ou horizontal (rotatif). Les conditions, entre autres, de température, d'humidité et d'aération sont contrôlées pour accélérer le processus de dégradation microbienne (PASSMAN, 1979; PEDERSEN, 1983; STENTIFORD, 1987; de BERTOLDI et al., 1988a). Cependant, cette technique exige préalablement un traitement mécanique (tri, broyage et tamisage) afin-de.séparer, les matières putrescibles, du reste des ordures (MENVIQ, 1987). Le bioréacteur horizontal s'avère plus efficace que le vertical. Cette efficacité s'explique par un degré d'aération supérieur dans toute la masse à composter (de BERTOLDI et al., 1988b).

Après l'étape de compostage selon l'une de ces trois méthodes, le compost passe généralement par des phases de maturation (2 à 10 semaines selon le procédé) et d'affinage (broyage et tamisage) afin d'obtenir un produit de qualité physico-chimique et biologique comparable à certains terreaux vendus commercialement (MENVIQ, 1987). Plusieurs auteurs mentionnent l'importance de la phase de maturation en raison du rôle primordial qu'elle joue dans les teneurs en métaux biodisponibles retrouvées dans le compost final (CANARUTTO et al. 1991; SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991). Cet aspect sera abordé à la section 3.1.2 de ce document.

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1.5 Matières aptes à être compostées

Plusieurs matières organiques peuvent être compostées. Toutefois, dans le cadre du présent travail, il sera question uniquement du compostage des déchets verts domestiques et des boues de stations d'épuration.

1.5.1 Déchets verts domestiques

Les parterres regorgent d'une multitude, de. déchets .verts qui sont, en fait, des matières premières idéales pour le compostage. Il peut s'agir de feuilles, d'herbe coupée, de mauvaises herbes, de vieux plants de jardin et de petites branches.

Les déchets verts se caractérisent par leur présence saisonnière. À l'automne, dans une banlieue, ils peuvent représenter jusqu'à 50 % du volume des déchets domestiques. En moyenne, ils constituent 10 % du poids total des déchets domestiques pour l'ensemble du Québec. Les coûts d'enfouissement et d'incinération, ne cessant d'augmenter, plusieurs municipalités étudient la possibilité de composter ou de faire composter leurs déchets verts. De plus, gazon et feuilles sont presque toujours mis à part des autres déchets et leur collecte sélective ne requiert que peu d'efforts de la part des citoyens. H faut toutefois mentionner que le recours au compostage des déchets verts ne permettrait de solutionner que partiellement le problème de gestion des déchets domestiques (GRENIER, 1990).

Le compost de déchets verts pourrait fournir des éléments nutritifs essentiels aux végétaux, notamment le carbone, l'azote, le phosphore et des oligo-éléments. Lors du compostage, il est préférable de mélanger divers types de déchets verts afin d'éviter le tassement des andains, lequel est responsable des odeurs dû à la présence de conditions anaérobies. Selon le MENVIQ (Direction de la récupération et du recyclage, Communication personnelle, mars 1992), parmi les combinaisons possibles de déchets verts, le mélange dans un rapport de 1:3 d'herbes et de feuilles représente une bonne combinaison.

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1.5.2 Boues de stations d'épuration

Les boues sont des substances organiques résultant de l'épuration des eaux usées. Elles sont obtenues suite à un traitement biologique ou physico-chimique.

Les principales préoccupations face au traitement des boues de stations d'épuration concernent leur élimination, tout en réduisant leur volume et l'émanation d'odeurs. Des techniques ont donc été développées pour minimiser ces problèmes. Des techniques de concentration et de déshydratation sont utilisées pour réduire la teneur en eau des boues. La stabilisation de ces dernières permet de-réduire-le dégagement d'odeurs nauséabondes, le nombre de microorganismes pathogènes et le volume des boues (PEDERSEN, 1983; COUTURE, 1988).

Le compostage des boues représente une alternative intéressante pour valoriser cette matière organique. Avant d'être compostées, les boues devraient être au préalable stabilisées, sinon lors des retournements des andains, il y aura une forte libération d'odeurs nauséabondes. Pour composter les boues, lesquelles ont un degré d'humidité élevé, il faut leur ajouter un agent structurant. Ce dernier peut provenir des résidus de différentes activités agricoles, municipales et forestières (sciures, copeaux, écorces, paille, etc.) (PEDERSEN, 1983; STENTIFORD, 1987; POLAN, 1990). Ces agents structurants créent un milieu adéquat pour composter la matière organique en favorisant la pénétration de l'air dans le compost et ils s'avèrent une source de carbone. La circulation de l'air dépend de la granulométrie, de la structure, de la teneur en humidité et de la porosité du mélange (POLAN, 1990).

2. R I S Q U E S P O U R L A S A N T É

Ce chapitre décrit les risques potentiels associés à la présence de composés organiques toxiques, de métaux et de microorganismes pathogènes pour les travailleurs d'une aire de compostage, les consommateurs directs ou indirects d'un compost fait de déchets verts domestiques ou de boues de stations d'épuration.

2.1 Risques associés aux composts de déchets verts domestiques et de boues de stations d'épuration

Après l'étape du compostage, les boues de stations d'épuration peuvent être éliminées dans un lieu d'enfouissement ou valorisées par l'agriculture. Cette dernière alternative se heurte généralement à l'inquiétude manifestée par les agriculteurs et les professionnels de la santé quant à la présence dans les boues de composés organiques toxiques, de métaux lourds et de microorganismes pathogènes, lesquels peuvent présenter un risque pour la santé humaine et animale (BLOCK, 1986; de BERTOLDI et al, 1988b; POLAN et JONES, 1992). Dans ce travail, en plus de l'information traitant des risques lors de la manipulation et de l'utilisation des boues compostées, il sera également question des nombreuses études traitant des risques pour la santé suite à l'épandage de boues non compostées ou non stabilisées (sorties directement de la station d'épuration) sur les sols agricoles. Les études relatives aux boues brutes ont été consultées dans le but de cerner davantage les risques pour la santé publique associés à la valorisation des boues.

D y a très peu d'informations traitant spécifiquement des risques pour la santé publique lors de la manipulation et de l'utilisation d'un compost fait à partir de boues de stations d'épuration et encore moins à partir de déchets verts domestiques. Les problèmes de santé soulevés sont associés à la présence de composés organiques toxiques, de métaux lourds et de microorganismes pathogènes.

Étant donné que l'on connaît très peu les concentrations en métaux lourds et en composés organiques toxiques dans un compost fait à partir de déchets verts ou de boues, l'évaluation

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du risque à la santé s'avère donc problématique. Par ailleurs, les effets à long terme sur la santé des humains, suite à la manipulation et à l'utilisation de compost, demeurent inconnus. En conséquence, le présent travail se restreint donc à présenter les connaissances préliminaires sur les risques. Il faut donc garder à l'esprit que les notions de risques présentées dans ce travail sont appelées à se préciser avec la réalisation de recherches approfondies dans ce domaine.

Les études actuelles ne permettent pas d'évaluer le pourcentage d'absorption des métaux lourds et des composés organiques toxiques par les humains suite à la consommation de végétaux cultivés sur un compost (ANTOINE KARAM, ÉTIENNE ROCHAT et JOHN ZEE; Faculté des sciences de l'agriculture et de l'alimentation, Université Laval; Communications personnelles, octobre 1992). La présence de métaux d'origine naturelle dans le sol, avant même l'épandage du compost, accentue la difficulté de déterminer le pourcentage d'absorption des métaux provenant exclusivement du compost. Étant donné le peu d'informations disponibles, cet aspect ne sera pas abordé dans ce travail. Nos recommandations tiendront compte de ce manque d'informations disponibles à ce sujet.

Pour tenter de définir les effets sur la santé, il serait avantageux de présenter dès maintenant quelques caractérisations de composts de déchets verts et de boues de stations d'épuration.

Le Tableau 1 fournit la caractérisation partielle de certains composts produits au Québec et faits à partir de déchets verts. Il faut mentionner que l'étude de BIOMAXinc. (1992) ne tient pas compte de l'évolution temporelle des teneurs en métaux lourds et en pesticides au cours du processus de compostage pour un même tas de compost. Ainsi, on ignore complètement quel a été l'effet du compostage sur ces concentrations.

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Tableau 1. Caractérisation partielle de composts québécois faits à partir de déchets verts domestiques.

Types de composts

Métaux et Pesticides

Unités

Herbe* sciure»* eopeaux

1989

Herbe* feuilles* copeaux

1989

Herbes feuilles

1990

Herbe* écorccs

1990

Herbe* sciures* copeaux

1989

Herbe* écorces

1990

Herbe* feuines (démarré en débat de aaisra)

1990

Herbe* feuilles

(démarré en milieu d'été)

1990

Cd mg/kg 1.4 1.3

Cu mg/kg 26.5 17,0 <1.0 <1.0

Hs mg/kg 2,5 <0,001. _

NI mg/kg 49,6 8,1 13,0 0.1

Pb mg/kg 43,0 26,6 28,0 19,0

Mo mg/kg <2,0 <2.0

Zn mg/kg 82,5 87,2 100,0 87,0

Dlaxtnon mg/kg <0,01 <0.05 <0,05 <0.05 Méthyl pa rath ion mg/kg <0,02 <0,06 <0,05 <0,06

FenI troth ten mg/kg <0.05 <0,05 <0,05 <0,06

Malathion mg/kg <0,06 <0,05 <0,06 <0,05

Parathion mg/kg < 0,05

Chlorpyrlfos mg/kg „ <0,05 <0,05 <0,05 <0,06

Carbaryl mg/kg „ <0,06 <0,05 <0,05 <0,05 MCPP* Dlcamba mg/kg <0,01 44,1 < 10 148,0

2.4-DP mg/kg <0,02 <0,1 <0,1 <0.1

2.4-D mg/kg <0,06 <0,1 <0,1 <0,1

Sllvex mg/kg <0,005 <0,02 <0,02 <0,02

2,43-T mg/kg • - <0,01 <0,05 <0,06 <0,05

Source: BIOMAX inc. (1992).

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En l'absence de données québécoises relatives aux composts de boues puisqu'ils sont faits uniquement à titre expérimental, le Tableau 2 présente donc quelques caractérisations partielles de composts canadiens et américains. Comme dans le cas de BIOMAXinc., on ignore encore les concentrations initiales en métaux lourds et en composés organiques toxiques présentes dans la matière à composter.

Tableau 2. Caractérisation partielle de composts canadiens et américains faits à partir de boues de stations d'épuration.

Composts

Métaux Pesticides

Unités I Windsor I (Ontario)

Windsor (Ontario)

BeltsviDe (Maryland)

Oakland 1 Pittsburgh (California) | (New York)

Cd mg/kg 70 4.9 9 26 <2 Cu mg/kg 412 160 300 334 169 NI mg/kg 346 77 65 60 10,2 Pb mg/kg 302 160 290 195 17.4 Zn mg/kg 650 960 770 1100 164 Hg mg/kg > 1 0.3 • 0.4 Mo mg/kg <2,4 As mg/kg <1.3 Cr mg/kg 418 230 192 15,9 Se mg/kg . <0,8 Fe mg/kg 22300 14 000 Alpha-BHC mg/kg <8 Beta*BHC mg/kg - <8 Delta-BHC mfi/kg - <8 Lindane mg/kg <8 Heptachlore mg/kg <8 Aldrln mg/kg <8 Époxyde heptachlore mg/kg <8 Endosalfan I mg/kg <8 Dieldrio mg/kg < 16 4,4-DDE mg/kg - <16 Endrin mg/kg < 16 Endosalfan n mg/kg < 16 4,4-DDD mg/kg - <16 Sulfate endosalfan mg/kg < 16 4.4-DDT mg/kg < 16 Méthoxych lore mg/kg <80 Endrin ketone mg/kg . < 16 Cblordane mg/kg <80 Toxaphène mg/kg < 160

Aroclor 1016-122M232. 1242.1248-1254.1260 (mesurés séparément)

mg/kg - • <80

Sources: Adaptés de COUTURE (1988) et POLAN (1990).

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2.1.1 Composés organiques toxiques

Une mauvaise utilisation des pesticides épandus, entre autres, sur les arbres et les terrains risque de contaminer l'environnement. Il n'est donc pas surprenant de constater que ces produits chimiques soient présénts dans les déchets verts domestiques destinés au compostage. La littérature actuelle ne fournit pas d'exemples précis sur la caractérisation des pesticides Hans un compost de déchets verts. Toutefois, le Tableau 1 permet d'avoir une idée générale de la multitude de composés organiques présents dans un même échantillon de compost de déchets verts. Une seule caractérisation d'un compost ne peut refléter l'ensemble des composts des déchets verts puisque les contaminants contenus dans les matières à composter varient considérablement selon l'origine de ces déchets.

Les boues de stations d'épuration contiennent plusieurs composés organiques dérivés de l'activité microbienne. Il y a également des composés organiques synthétiques, dont plusieurs résistent à la biodégradation et qui sont reconnus comme étant toxiques et mutagènes (PASSMAN, 1979; DEAN et SUESS, 1985). COUTURE (1988) rapporte les résultats obtenus lors d'une enquête canadienne concernant les teneurs en composés organiques toxiques dans les boues urbaines de stations d'épuration. Q semblerait que les phtalates, les hydrocarbures chlorés et les hydrocarbures polyaromatiques constituent les composés les plus fréquemment retrouvés. DEAN et SUESS (1985) mentionnent que le phénol est le composé organique synthétique le plus commun. Les hydrocarbures halogénés, utilisés comme pesticides, sont également présents dans les boues de stations d'épuration. Le Tableau 2 présente une caractérisation partielle de composts faits à partir de boues de stations d'épuration. Seules les concentrations en composés organiques toxiques dans le compost de Plattsburgh (État de New York) ont été quantifiées. Tout comme pour le compost de déchets verts, il est évident que les composés organiques contenus dans les boues varient selon l'origine de celles-ci.

Les études réalisées sur la persistance des pesticides après le compostage des déchets verts ou des boues sont peu nombreuses. Ainsi, la biodégradation des pesticides et leurs teneurs résiduelles dans le compost s'avèrent peu connues (SAVAGE et al, 1985; FOGARTY et TUOVINÉN, 1991).

Qu'il s'agisse de déchets verts ou de boues, les réactions chimiques ou biochimiques qui prévalent lors du compostage s'avèrent les mêmes. Elles se définissent par la minéralisation (biodégradation complète), la biotransformation, la polymérisation, l'évaporation et la

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percolation. Ces réactions permettent de diminuer les teneurs des composés organiques toxiques présents dans un compost (FOGARTY et TUOVINEN, 1991).

Le cheminement des pesticides lors du compostage des déchets verts ou des boues est très difficile à préciser en raison du peu de connaissances des mécanismes de dégradation des résidus de ces produits. De plus, il est difficile de dissocier la dégradation microbienne des mécanismes abiotiques (adsorption, conversion thermique, radiation et évaporation) (SAVAGE et al, 1985; FOGARTY et TUOVINEN, 1991).

L'évaporation des pesticides peut. être un • facteur important, pour diminuer leurs concentrations dans un compost, sans toutefois impliquer une destruction de leurs molécules (FOGARTY et TUOVINEN, 1991). Une température élevée favorise l'évaporation des pesticides. La volatilité d'un pesticide-mère peut cependant différer de celle de ses sous-produits. La diminution de la concentration d'un produit-mère n'implique donc pas nécessairement celle des sous -produits. L'évaporation de composés organiques toxiques dans une aire de compostage peut représenter un risque potentiel pour les travailleurs (SAVAGE et al., 1985; FOGARTY et TUOVINEN, 1991) et pour la population en général (SAVAGE et al., 1985).

Il y a très peu d'études concernant l'influence de la température sur la dégradation microbienne des pesticides. Cependant, quelques études mentionnent que les températures et le pH normalement atteints lors du compostage semblent favoriser la dégradation des pesticides. Tel est le cas des pesticides les moins persistants, notamment le malathion et le carbaryl (SAVAGE et al, 1985). Le rôle des microorganismes thermophiles dans la dégradation des composés organiques toxiques demeure inconnu (FOGARTY et TUOVINEN, 1991).

La capacité des pesticides à être biodégradés varie énormément selon leurs structures moléculaires et leurs propriétés physico-chimiques (FOGARTY et TUOVINEN, 1991). Selon SAVAGE et al (1985), les hydrocarbures aromatiques se dégradent plus lentement que les hydrocarbures aliphatiques et les alicycliques non aromatiques. La destruction du noyau benzénique des pesticides se fait plus rapidement en conditions aérobies (FOGARTY et TUOVINEN, 1991).

Les bactéries aptes à dégrader les pesticides sont Achromobacter, Arthrobacter, Pseudomonas et Flavobacterium spp.. Les champignons Aspergillus, Henderonula et

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Pénicillium spp. ont également cette capacité (FOGARTY et TUOVINEN, 1991). Le Tableau 3 énumère quelques microorganismes présents soit dans les déchets verts, les boues ou le sol et aptes à biodégrader, selon le cas, différents pesticides.

Des concentrations élevées de composés organiques toxiques peuvent inhiber la flore microbienne présente dans un tas de compost (KELKAR et a/., 1982; FOGARTY et TUOVINEN, 1991). De plus, certains mécanismes de dégradation des pesticides mènent à la formation de métabolites qui peuvent inhiber la capacité de certains microorganismes à dégrader d'autres produits ou sous-produits, limitant ainsi la capacité du compostage à réduire les concentrations de pesticides (FOGARTY et TUOVINEN, 1991).

Selon SAVAGE et al. (1985), une méthode fort simple pour contrer cet effet inhibiteur est l'ensemencement de microorganismes, provenant d'un compost mature, dans un tas de matières organiques prêt à être composté. Cet ensemencement assure rapidement la présence d'organismes aptes à dégrader les composés organiques toxiques tout en écourtant la période nécessaire à leur colonisation.

Toutefois, dans certains cas, les pesticides ne peuvent être dégradés par les microorganismes ou ils le sont à un taux plus faible en raison, entre autres, du phénomène d'adsorption des pesticides et de leurs métabolites à .des particules du sol (FOGARTY et TUOVINEN, 1991).

Une période de 12 à 18 mois pour composter des déchets verts contaminés devrait assurer la dégradation de plusieurs composés organiques toxiques. Toutefois, la biodégradation, complète ou partielle, de ces produits est très lente et les métabolites peuvent être plus toxiques que le produit initial. Les métabolites issus de cette biodégradation présenteraient également un risque pour la santé (FOGARTY et TUOVINEN, 1991; SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991).

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Tableau 3. Microorganismes présents soit dans les déchets verts, les boues ou le sol pouvant dégrader quelques pesticides.

MICROORGANISMES PESTICIDES

Achromobacter

Aerobacterium

Alcaligenes

Alternaria

Arthrobacter

Aspergillus

Bacillus

Cephalosporium

Clostridium

Escherichia

Fusarium

Micrococcus

Mucor

Nocardia

Pénicillium

Pseudomonas

Rhizopus

Streptomyces

Trichoderma

2,4-D; DDT; MCPA; 2,4,5-T

DDT; Eldrin; Méthoxychlore

Dalapon; Hydrazide maléique

Dalapon

Endrin

Atrazine; 2,4-D; Eldrin; Piclorame; Trichlorfon

Dalapon; DDT; Dieldrin; Endrin; Heptachlore; Parathion méthyl; Parathion éthyl; Piclorame

Atrazine; Prometryne

DDT; Lindane; Paraquat

DDT; Lindane; Prometryne

Aldrin; Atrazine; DDT; Heptachlore; Trichlorfon

Dalapon; TCA

Dieldrin

2,4-D; Dalapon; DDT; Heptachlore; Piclorame; TCA

Aldrin; Atrazine; Dalapon; Heptachlore; Trichlorfon

Alcool allyl; 2,4-D; DDT; Diazinon; Dieldrin; Malathion; Phorate

Atrazine; Heptachlore

Dalapon; Diazinon

Aldrin; Atrazine; DDT; Diazinon; Dieldrin; Malathion; TCA.

Sources: Adapté de KELKAR et al (1982); SAVAGE e* al. (1985).

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L'étude de KELKAR et al. (1982) traite d'un compost de déchets verts (légumes) dans lequel des organophosphorés ont été Routés. Il s'agit du parathion méthyl, du malathion et du quinolphos. Les résultats d'analyses chromatographiques démontrent une baisse dans les concentrations de ces trois pesticides au cours du compostage (Tableau 4). D'après ces résultats, la dégradation de ces composés se fait plus rapidement en phase thermophile qu'en phase mésophile. Par contre, les chromatogrammes des échantillons montraient la présence de composés inconnus dérivés du quinolphos, du malathion et du parathion méthyl.

SAVAGE et ai (1985) mentionnent également que les. concentrations de certains pesticides diminuent lors du compostage en phase thermophile continue. La concentration initiale du diazinon était de 3,3 ppm et, en 10 jours, elle était réduite de 50 % puis, après 42 jours de compostage en phase thermophile, la concentration n'était que de 0,002 ppm. MULLINS et al. (1981) ont également obtenu une réduction du diazinon, à partir d'une concentration initiale de 100 ppm, celle-ci a été réduite à 21 ppm après 10 jours de compostage. Par ailleurs, ces mêmes auteurs ont aussi étudié le chlordane. La concentration initiale du chlordane s'élevait à 80 ppm, or, après 16 jours, la concentration finale était de 30 ppm. Le chlordane étant un organochloré, les résultats obtenus par MULLINS et al. (1981) correspondent aux affirmations de KELKAR et al. (1982) qui soutenaient que les concentrations en organochlorés baissent en phase thermophile continue.

Une étude américaine réalisée en 1989 a permis de détecter la présence de quatre pesticides dans un compost de feuilles: le captan, le chlordane, le lindane et le 2,4-D (SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991). L'analyse des échantillons de ce compost a également démontré la présence de plusieurs sous-produits du chlordane provenant de la dégradation de ce dernier: époxyde chlordane, heptachlore, époxyde octachlore et trans-nonachlore. Toutefois, le SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL (1991) ne mentionne aucune concentration initiale du chlordane dans la matière qui a servi à préparer le compost ni les concentrations de tous ses sous-produits retrouvés dans le compost. Selon CASARETT et DOULL (1986), le captan et le chlordane ont été classés par l'organisme "International Agency for Research on Cancer" (IARC) comme cancérigènes chez au moins une espèce de mammifères. Suite à une revue de la littérature, effectuée par DURHAM et WILLIAMS et rapportée par CASARETT et DOULL (1986), il appert que des effets tératogènes provoqués par le captan sont observés chez au moins une espèce de mammifères. CASARETT et DOULL (1986) rapportent que selon les concentrations en cause, le chlordane, le lindane et le captan affectent également le système reproducteur chez les animaux.

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Tableau 4. Évolution des concentrations de trois pesticides lors du compostage de déchets verts en conditions contrôlées.

PHASE MÉSOPHELE PHASE THERMOPHILE TEMPS Concentration* Réduction Concentration* Réduction (jour) (%) (%)

Quinolphos

0 0,320 - 0,320 -

3 0,197 38,44 0,204 36,25 7 0,088 72,50... 0,083. .. . 74,06

11 0,061 80,94 0,055 82,81 15 0,082 74,37 0,069 78,44 22 0,091 71,56 0,056 82,19 32 0,081 74,59 0,027 91,56

Malathion

0 3,760 - 3,760 3 1,753 53,38 1,620 56,91 7 0,709 81,14 0,780 79,25

11 0,152 95,96 0,764 79,68 15 0,208 94,47 0,316 91,60 22 0,191 94,92 0,048 98,72 32 0,075 98,00 0,039 98,96

Parathion méthyl

0 3,320 - 3,320 3 1,462 55,96 1,255 62,20 7 0,105 96,84 0,039 98,82

11 0,022 99,34 0,038 98,85 15 0,011 99,67 0,003 99,80 22 0,006 99,80, 0,064 98,07 32 0,010 99,69 0,026 99,22

*: mg composé organique/g de déchets

Source: KELKAR et al (1982).

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COUTURE (1988) rapporte que les boues canadiennes ne contiendraient que de petites concentrations de composés organiques toxiques et qu'elles représenteraient peu de risque pour la santé publique si elles étaient utilisées pour la valorisation agricole.

Selon PASSMAN (1979), lors du compostage, quelques microorganismes transforment très lentement les composés organiques en produits moins dangereux pour les humains. Toutefois, FOGARTY et TUOVINEN (1991) et le SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL (1991) affirment au contraire que les métabolites peuvent être plus toxiques que le produit initial.

FOGARTY et TUOVINEN (1991) mentionnent que l'utilisation agricole d'un compost, fait à partir de déchets verts traités auparavant par un herbicide ou un insecticide, peut présenter des risques pour la santé.

Les risques pour la santé associés aux pesticides dépendent de leurs caractéristiques toxicologiques et du degré d'exposition à ces substances (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991). Ainsi, les effets sur la santé reliés à l'exposition aux pesticides sont difficiles à évaluer en raison de la multitude de variables qui entrent en jeu (biologiques, physiopathologiques, environnementales, etc.). C'est d'autant plus vrai que la composition et la toxicité des pesticides sont encore peu connues. Par ailleurs, il peut se glisser des impuretés lors de la fabrication des pesticides. La présence de dioxines dans l'herbicide 2,4-D en est un exemple.

Étant donné la multitude de pesticides retrouvés sur le marché, les effets sur la santé observés suite à une exposition à ces produits sont regroupés ici selon les familles de ces composés. Seules quelques familles sont présentées ici.

Les organochlorés contiennent des atomes de chlore, de carbone, d'hydrogène et quelquefois des atomes d'oxygène (DDT, méthoxychlore, chlordane, lindane, etc.). Ils sont caractérisés par une stabilité chimique qui leur confère une persistance dans l'environnement ainsi qu'une tendance à s'accumuler dans les tissus adipeux. C'est d'ailleurs à cause de ces caractéristiques que la plupart des produits organochlorés sont soit interdits ou retirés du marché au Canada et dans plusieurs pays. Ces composés organiques synthétiques agissent surtout par contact cutané et par ingestion et provoquent une déstabilisation du système nerveux central chez l'homme. Les symptômes d'une intoxication aiguë peuvent être les suivants dépendant des produits en cause: maux de tête, nausées, vomissements, diarrhée,

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nervosité, tremblements, vertiges, convulsions généralisées, paresthésie (picotements, fourmillements, brûlures) et contractions involontaires. Une toxicité chronique peut présenter notamment les symptômes suivants: perte de poids, anorexie, faiblesse musculaire, anémie, anxiété, insomnie, irritabilité, maux de tête, perte de mémoire, perte de conscience et altération de la spermatogénèse (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991).

La persistance des organophosphorés dans le milieu est généralement plus courte que celle des organochlorés, cette caractéristique leur confère des applications plus fréquentes. À quelques exceptions près, les produits de ce groupe comptent parmi les matières les plus toxiques sur le marché (diazinon,'malathion,. parathion^ etc.)..Ils sont absorbés rapidement par les voies cutanée, respiratoire et digestive. Même en petites quantités, ces substances peuvent présenter un danger pour l'utilisateur. Les organophosphorés provoquent une toxicité aiguë sévère, mais ils ont cependant une toxicité chronique faible. Les symptômes d'une toxicité aiguë peuvent se manifester notamment par: une rhinite, un oedème pulmonaire, de la toux, des sécrétions respiratoires, de la cyanose, des nausées et des vomissements, des crampes, de la diarrhée, de l'incontinence, une sudation et une salivation excessives, des pupilles contractées (myosis), un larmoiement excessif, des troubles de la vision, un rythme cardiaque d'abord lent puis rapide, une faiblesse musculaire, une hyperglycémie, de la nervosité, de l'anxiété, de la fatigue, de l'insommie, des maux de tête et des étourdissements. Quant aux signes d'une intoxication chronique, ils s'identifient aux atteintes neuro-comportementales qui deviennent permanentes suite à une exposition aux organophosphorés. Ces atteintes peuvent inclure, entre autres, de la confusion mentale, de l'anxiété, un état dépressif, de la somnolence, de la fatigue et de l'irritabilité (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991; ELLENHORN et BARCELOUX, 1988).

Les carbamates, comme les organophosphorés, sont relativement peu persistants dans l'environnement. Le carbaryl, l'aminocarbe et l'aldicarbe sont quelques-uns des produits classés dans la famille des carbamates. Les carbamates peuvent être absorbés par voie cutanée, digestive et respiratoire. Les symptômes peuvent apparaître 15 minutes à 2 heures suite à une exposition (ELLENHORN et BARCELOUX, 1988). Il peut s'agir, entre autres, des symptômes suivants: maux de tête, troubles de la vision, dyspnée, salivation et transpiration excessives, nausées, vomissements, crampes abdominales et tremblements. Ces symptômes s'avèrent sensiblement les mêmes que ceux occasionnés par les organophosphorés. Toutefois, les symptômes associés au système nerveux central s'avèrent minimes lors d'une exposition aux carbamates comparativement aux organophosphorés. De plus, les effets occasionnés par les carbamates sont de plus courte durée (CASARETT et

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DOULL, 1986 et 1991; ELLENHORN et BARCELOUX, 1988). Selon ELLENHORN et BARCELOUX (1988), la persistance des symptômes au-delà de 24 heures suggèrent qu'ils ne résulteraient pas d'une intoxication aux carbamates. Certains carbamates, tel l'aldicarbe, peuvent être absorbés par les racines des plantes et migrer vers les feuilles, les fleurs et les fruits. L'accumulation de ces insecticides dans les fruits a déjà causé des intoxications systémiques lors de la consommation de melons d'eau (ELLENHORN et BARCELOUX, 1988).

Les acides phénoxyacétiques sont appelés phytohormones de synthèse en raison des analogies qu'ils présentent avec des hormones végétales. Le. 2,4-D et le 2,4,5-T sont, entre autres, quelques produits classés dans ce groupe. La voie digestive est la principale voie d'exposition. Des intoxications par les voies respiratoire et cutanée ont également été observées. Les acides phénoxyacétiques peuvent influencer la fonction rénale et provoquer des dennatites chez certains individus (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991).

Malgré les connaissances relatives aux effets sur la santé de certains pesticides, il y a très peu d'informations disponibles traitant du cheminement de ces composés organiques, contenus dans un compost, à travers la chaîne alimentaire (DEAN et SUESS, 1985; SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991).

2.1.2 Métaux lourds

Les métaux lourds présents dans l'environnement peuvent se déposer, entre autres, sur les feuilles et les herbes (SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL,, 1991). Il faut donc s'attendre à ce que le compost des déchets verts en contienne également.

Les études relatives au compostage de déchets verts domestiques sont moins nombreuses par rapport à celles traitant des boues de stations d'épuration. Il est donc difficile de dresser un profil détaillé et précis des risques pour la santé publique associés aux métaux lourds contenus dans les déchets verts. Toutefois, d'après le Tableau 1 (voir section 2.1), il est possible de savoir que le compost de déchets verts peut contenir, entre autres, du cuivre, du nickel, du molybdène, du zinc, du cadmium, du mercure et du plomb.

La valorisation des boues peut également être limitée par la présence de métaux lourds. POLAN et JONES (1992) signalent que les teneurs en métaux lourds dans les boues varient

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en fonction de la localisation géographique, du type d'industries, de la composition initiale des eaux usées, etc. En conséquence, dans les régions moins industrialisées, les boues sont généralement moins toxiques et présenteraient donc moins de risques pour la santé publique (POLAN, 1990; POLAN et JONES, 1992). En principe, il serait plausible de penser qu'il en est de même pour le compost de boues.

Les formes des métaux lourds présentes dans les boues varient selon plusieurs facteurs, soit les propriétés chimiques des boues, le pH, la température, le potentiel d'oxydo-réduction et la présence d'agents complexants (POLAN et JONES, 1992). Il est alors très difficile de définir les formes des métaux présentes dans-un.compost..Toutefois,. DEAN et SUESS (1985) et POLAN et JONES (1992) rapportent que, dans le sol, les métaux se présentent sous forme cationique. On peut donc supposer que les formes présentes dans un compost seraient susceptibles d'être les mêmes que celles retrouvées dans le sol. Il peut s'agir d'un ion simple ou couplé dans la solution; d'un ion facilement échangeable; d'un lien organique; d'ions incorporés ou co-précipités avec des oxydes, des carbonates, des phosphates ou d'autres minéraux secondaires; et d'ions dans les cristaux des minéraux secondaires. Le MENVIQ et ai (1991) rapportent que la toxicité des métaux est fonction, entre autres, de leurs concentrations, de leurs interactions, des propriétés physico-chimiques du sol, du type de culture et surtout de la forme ionique des métaux. La forme ionique libre est reconnue comme étant la plus dangereuse puisqu'elle peut être assimilée facilement par les plantes. Le MENVIQ et ai (1991) signalent toutefois que dans les boues municipales, les métaux se présentent peu sous la forme ionique libre.

Dans le cadre du présent travail, les risques pour la santé publique relatifs à la présence de métaux lourds dans le compost se limiteront à ceux qui pourraient s'introduire le plus facilement dans la chaîne alimentaire. Il s'agit du cuivre, du nickel, du molybdène, du zinc, du cadmium, du mercure et du plomb (PASSMAN, 1979; DEAN et SUESS, 1985; DOUCET LEDUC, 1991).

• Cuivre

De très petites concentrations de cuivre sont nécessaires aux plantes et aux animaux. Chez l'humain, le cuivre participe, entre autres, à la synthèse de l'hémoglobine et de la mélanine (pigment). Les teneurs que l'on retrouve normalement dans le sérum oscillent entre 120 et 145 ng Cu/1 (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991).

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Ingéré à des concentrations élevées, le cuivre peut toutefois s'avérer toxique et causer les symptômes suivants: nausées, vomissements, douleurs abdominales et diarrhées. L'accumulation massive de cuivre peut perturber le fonctionnement de plusieurs organes tels le foie, les reins, la cornée et le système nerveux. Il peut aussi causer plusieurs problèmes de santé, notamment une hépatite aiguë et le coma (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991; GOSSELIN et FORTIN, 1989).

Selon ENVIRONNEMENT CANADA et ai (1985), les boues caractérisées par des concentrations élevées en cuivre peuvent engendrer-des conditions phytotoxiques même si ce métal est essentiel aux végétaux. Cette toxicité envers les plantes peut survenir à des concentrations moyennes de 25 à 40 mg Cu/kg de feuillage sec. Étant donné que la toxicité du cuivre pour les plantes se manifeste à des teneurs inférieures à celles qui causent des effets néfastes pour les animaux et que ce métal migre peu des racines vers la partie aérienne de la plante, les risques de contamination au cuivre suite à la consommation de feuilles des légumes cultivés et au broutage par des animaux s'en trouvent diminuer.

En consultant le Tableau 1 (voir section 2.1), les teneurs en cuivre dans les divers composts de déchets verts de BIOMAX inc. (1992) oscillent entre < 1,0 et 26,5 mg/kg. Dans les composts de boues canadiens et américains (Tableau 2, section 2.1), ces concentrations sont nettement plus élevées, elles varient entre 150 et 412 mg Cu/kg.

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• Nickel

Ce métal est très peu absorbé par le tractus gastro-intestinal. Environ 10 % seulement de la quantité ingérée est absorbée. La majorité du nickel s'élimine donc très rapidement de l'organisme, soit entre quatre ou cinq jours, via l'urine (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991). Le nickel ne semble pas avoir la propriété de s'accumuler dans certains organes chez les humains et les animaux (GOYER, 1980; DEAN et SUESS, 1985; CASARETT et DOULL, 1986). Selon l'étude de DYER et RAZVI (1987), les plantes assimilent très peu le nickel, si bien que la possibilité d'être contaminé par l'ingestion d'aliments demeure très limitée.

Les effets chroniques associés au nickel se manifestent, entre autres, par des allergies et par divers cancers des voies respiratoires, soit nasale ou pulmonaire (CASARETT et

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DOULL, 1986 et 1991). Le nickel et ses composés sont la cause de 5 à 13 % de tous les cas d'eczéma suite à un contact cutané (DEAN et SUESS, 1985).

DEAN et SUESS (1985) rapportent que les boues des stations d'épuration contiennent des teneurs élevées en nickel. D'après le Tableau 2, ces teneurs fluctuent entre 10,2 et 346 mg Ni/kg pour les composts d'origine canadienne et américaine. Or, des fortes concentrations peuvent engendrer des effets chez des personnes hypersensibles, surtout si ces boues compostées étaient utilisées dans leur jardin (DEAN et SUESS, 1985). Concernant les compost de déchets verts, les concentrations en nickel oscillent entre 0,1 et 49,6 mg/kg (Tableau 1).

• Molybdène

À faibles concentrations, le molybdène est nécessaire tant pour les humains et les animaux que pour les plantes. Chez l'humain, le molybdène se localise principalement dans le foie, les reins, les graisses et le sang. Pour la population en général, l'alimentation est responsable de l'ingestion d'environ 350 \ig Motfour (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991).

Plusieurs études de contamination au molybdène ont été faites chez des animaux. Les fourrages ayant de 20 à 100 mg/kg de ce métal peuvent provoquer des problèmes de santé chez les animaux, lesquels touchent plus particulièrement les moutons et les bovins. Les symptômes caractérisant cette maladie sont les suivants: anémie, diarrhée et taux de croissance faible. Une fois ce fourrage éliminé de l'alimentation, ces symptômes disparaissent. L'excrétion rapide du molybdène est assurée par l'urine, elle évacue plus de 50 % de la quantité initiale (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991). Les bovins sont les animaux domestiques les plus sensibles à la toxicité du molybdène, viennent ensuite les ovins, les équins et les porcins (COUTURE, 1988).

Selon COUTURE (1988), les faibles concentrations de molybdène présentes dans les boues ne présenteraient pas un danger réel pour la santé des humains et des animaux. La toxicité pourrait apparaître quand les fourrages utilisés proviennent d'endroits traités par des boues riches en molybdène (COUTURE, 1988). Le compost de boues fait à Plattsburgh (États-Unis) contient des teneurs < 2,4 mg Mo/kg (Tableau 2). D'après les résultats de BIOMAX inc. (1992), les composts de déchets verts ont des teneurs en molybdène inférieures à 2,0 mg/kg (Tableau 1).

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• Zinc

Le zinc est un élément essentiel aux plantes et aux animaux. Chez l'humain, le zinc entre Hans la composition de plusieurs enzymes'ou participe à des réactions enzymatiques. Une déficience en zinc peut entraîner une pléiade de problèmes de santé (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991).

La toxicité du zinc chez les végétaux n'apparaît qu'à de hautes concentrations (500 à 1500 mg Zn/kg de feuillage sec). La consommation de zinc en grande quantité par les humains s'avère peu fréquente (ENVIRONNEMENT. CANADA. et.aL, 1985). On sait, par exemple, qu'un Américain moyen ingère quotidiennement entre 12 et 15 mg de zinc, surtout via l'alimentation. Des aliments ou boissons fortement contaminés au zinc peuvent toutefois occasionner les symptômes suivants: nausées, vomissements, douleurs abdominales et vertiges (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991; GOSSELIN et FORTIN, 1989). Or, cette toxicité n'est même pas évidente à des teneurs aussi élevées que 12 g. L'écart entre les quantités de zinc généralement ingérées et celles causant des effets toxiques s'avère donc suffisamment important pour permettre une marge de sécurité (COUTURE, 1988). Les symptômes observés surtout en milieu de travail, où les teneurs en zinc sont fréquemment plus élevées, s'expriment par des épisodes de fièvre, de frissons et de fatigue environ 4 à 8 heures après l'exposition (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991).

Au Tableau 1, les teneurs en zinc dans les divers composts de déchets verts de BIOMAX inc. (1992) oscillent entre 82,5 et 100,0 mg/kg. Dans le compost de boues canadiens et américains (Tableau 2), ces concentrations sont nettement plus élevées, elles varient entre 154 et 1100 mg Zn/kg.

COUTURE (1988) rapporte qu'il n'y a pas de risque élevé pour les plantes et les animaux à épandre, dans les champs, des boues contenant du zinc. Toutefois, si de fortes concentrations sont présentes dans les boues ou que le pH du sol baisse sous les valeurs recommandées en agriculture, c'est-à-dire pH < 6, des cas d'intoxication peuvent alors survenir (ENVIRONNEMENT CANADA et ai, 1985).

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• Cadmium

Ce métal n'a aucune fonction chez l'humain. Il peut s'accumuler et se concentrer dans l'organisme. La bioaccumulation du cadmium s'observe chez les plantes, les animaux et les humains. Elle est présente chez plusieurs espèces végétales (PAHREN et al., 1979; PASSMAN, 1979; DEAN et SUESS, 1985). Tel est le cas de la laitue, des épinards et des feuilles de tabac. Le cadmium peut également se concentrer dans certaines plantes dont les racines sont comestibles: pommes de terre, carottes, betteraves et navets (GOLDSTEIN, 1988; DOUCET LEDUC, 1991). Selon DOUCET LEDUC (1991), le cadmium n'est pas toxique pour les végétaux, même si ces -derniers poussent dans des endroits fortement contaminés. Chez les animaux, les teneurs en cadmium les plus élevées ont été retrouvées dans des crustacés et des abats de mammifères (rognons, foies, etc.). Le cadmium se retrouve dans tous les aliments contrairement au mercure qui contamine surtout les poissons et les crustacés.

Le cadmium pénètre Hgns l'organisme par deux voies d'entrée principales, soit digestive ou respiratoire (DOUCET LEDUC, 1991). Pour la population en général, l'alimentation est responsable de l'ingestion de 20 à 50 \ig cadmium/jour (YOST, 1986). L'absorption du cadmium est plus importante par les voies respiratoires (GOYER, 1980; CASARETT et DOULL, 1986; DOUCET LEDUC, 1991). Le tabagisme (1 paquet/jour) implique des concentrations variant entre 2 et 4 iig Cd/jour. Tout le cadmium ingéré n'est pas absorbé par l'organisme, de sorte que la concentration de cadmium absorbé est estimée à moins de 5 ^g/jour pour la population en général (YOST, 1986).

Selon CASARETT et DOULL (1986), des teneurs élevées en cadmium dans les breuvages ou les aliments peuvent provoquer des intoxications aiguës. Toutefois, ces dernières s'avèrent peu fréquentes. Quelques symptômes ont déjà été observés: nausées, vomissements et douleurs abdominales.

Le cadmium absorbé par le système respiratoire a été évalué approximativement entre 15 et 30 % de la quantité présente dans un milieu contaminé. Suite à l'inhalation de cadmium, il peut se développer, entre autres, mie bronchite chronique ou un emphysème (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991).

L'accumulation du cadmium est localisée principalement dans le foie et les reins. L'élimination de ce métal se fait surtout par les selles, mais à un rythme très lent (DEAN et

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SUESS, 1985; CASARETT et DOULL, 1986 et 1991). Elle peut également se produire par l'urine (DOUCET LEDUC, 1991). À long terme, l'organe le plus touché est le rein (GOYER, 1980; YOST, 1986). Chez l 'humain, une concentration de 200 \ig Cd/g de tissu de cortex rénal peut provoquer un dérèglement du tubule rénal. Cette lésion est irréversible (DEAN et SUESS, 1985; CASARETT et DOULL, 1991). Cette concentration permet d'identifier le niveau maximal d'exposition au cadmium sans risque de problèmes rénaux (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991).

Ainsi, le compost provenant des déchets verts ou des boues de stations d'épuration ne devrait pas contenir des concentrations élevées de cadmium en raison des risques encourus par les humains et les animaux. Concernant les teneurs en cadmium dans les composts de déchets verts de BIOMAX inc. (1992), elles sont inférieures à 1,5 mg/kg (Tableau 1). CASARETT et DOULL (1986 et 1991) mentionnent que les boues commerciales peuvent contenir jusqu'à 1500 mg Cd/kg de matière sèche. Toutefois, ces auteurs ne mentionnent pas s'il s'agit de boues compostées ou non. D'après le Tableau 2, les concentrations dans les composts de boues canadiens et américains varient entre < 2 et 70 mg Cd/kg. Or, GOLDSTEIN (1988) recommande que les concentrations maximales de cadmium dans le compost de boues épandu sur le sol n'excèdent pas 13 mg/kg en poids sec.

• Mercure

Une fois libérée dans l'environnement, une partie du mercure inorganique est acheminée dans les sédiments des milieux aquatiques. Suite à l'activité de certaines bactéries, ce mercure inorganique est transformé sous forme organique, le méthylmercure. Ce dernier est actuellement le dérivé le plus toxique en raison de sa grande facilité d'être absorbé par le tractus digestif (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991; DOUCET LEDUC, 1991). Les individus les plus à risque sont les enfants, la femme enceinte et son foetus (BRESSA etaL, 1988; DOUCET LEDUC, 1991).

Le méthylmercure provoque de sérieux problèmes neurologiques. Ce métal attaque principalement le système nerveux central (BRESSA et ai, 1988; DOUCET LEDUC, 1991). La contamination au méthylmercure s'exprime initialement par des tremblements et des atteintes neuro-comportementales, soit l'irritabilité et un changement de personnalité. Ces premiers symptômes sont ensuite suivis de fatigue, d'engourdissements, de tremblements, de difficultés motrice et d'élocution, de surdité, de troubles auditif, d'affaiblissement de la

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vision, de cécité, du coma et du décès (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991; DOUCET LEDUC, 1991).

WHO (1976) et DOUCET LEDUC (1991) rapportent qu'une dose quotidienne de 3 à 7 \ig méthylmercure/jour/kg de masse corporelle suffirait à développer des signes d'une toxicité chronique. La gravité des symptômes est en relation étroite avec les doses. L'exposition au mercure peut se quantifier par les teneurs de ce métal dans le sang (expositions récentes) ou dans les cheveux (expositions antérieures) (DOUCET LEDUC, 1991).

CAPPON (1987) a fait une étude concernant l'absorption du mercure par seize légumes différents. Les légumes poussaient sur un substrat fait d'un compost de feuilles déchiquetées, d'aiguilles de pin, d'écorces et de copeaux. Ce compost était épandu dans le jardin expérimental, à raison de deux fois par année, pendant six ans. Les analyses ont révélé que le méthylmercure était la seule forme organique présente et qu'il y avait un peu de mercure inorganique divalent (Hg II). Selon les résultats obtenus lors de cette étude, l'auteur avance que l'épandage de ce compost augmenterait l'absorption du méthylmercure par les plantes.

BRESSA et al. (1988) ont démontré que le mercure s'accumule dans le champignon Pleurotus ostreatus. Le compost utilisé lors de cette étude était fait à partir de paille, d'épis de maïs, de bran de scie et de CaC03. L'ajout intentionnel de Hg(N03)2H20 assurait la présence de mercure dans les échantillons de compost. Le facteur d'accumulation mesuré lors de cette étude était de 65 à 140 fois la concentration initiale présente dans le compost. Les résultats obtenus ont démontré que les concentrations supérieures à 0,2 mg/kg dans le compost s'avéraient toxiques pour le champignon Pleurotus ostreatus. Ces auteurs déclarent également que ce ne sont pas toutes les espèces de champignons qui peuvent accumuler les métaux lourds. Leurs résultats suggèrent qu'il existe un faible risque pour la santé publique lors de l'ingestion occasionnelle d'un champignon fortement contaminé au mercure. Cependant, les individus qui en consomment régulièrement voient le risque de présenter des effets chroniques augmenter.

Selon DEAN et SUESS (1985), les quantités de mercure inorganique et de méthylmercure présentes dans les boues sont généralement très faibles, voire absentes. Ces mêmes auteurs mentionnent que ces petites concentrations, lesquelles soit dit en passant ne figurent pas dans leur document, limiteraient les effets sur la santé, sauf si les boues proviennent de

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stations d'épuration traitant d'énormes quantités d'eaux industrielles. Il faut souligner ici que même des doses aussi petites que 3 à 7 \ig méthylmercure/jour/kg de masse corporelle suffiraient à développer des signes d'une toxicité chronique chez des individus (DOUCET LEDUC, 1991). Alors les risques pour la santé suite à la manipulation et à l'utilisation d'un compost sont-ils aussi limités que le prétendent ces auteurs?

D'après les composts de déchets verts de BIOMAX inc. (1992), les teneurs en mercure varient entre < 0,001 et 2,5 mg/kg (Tableau 1). Les composts de boues canadiens et américains ont, quant à eux, des concentrations entre 0,3 et > 1 mg Hg/kg (Tableau 2).

• Plomb

Le plomb est un élément non essentiel chez l'humain. Aucun effet bénéfique connu ne lui est associé. Les effets du plomb sur la santé ont été grandement étudiés et demeurent une préoccupation d'actualité.

L'entrée du plomb dans l'organisme se fait principalement par les voies respiratoire et digestive: inhalation de poussières contaminées, ingestion d'aliments contaminés (ex.: poissons, viandes animales dont le fourrage contenait du plomb), consommation d'eau contaminée, etc. (LALIBERTÉ, 1986; BERNIER et al, 1991).

BERNIER et al. (1991) rapportent que le pourcentage du plomb inhalé qui se dépose au niveau des alvéoles pulmonaires se situe entre 30 et 50 % chez les adultes. Ce pourcentage serait probablement supérieur chez les enfants.

Le pourcentage d'absorption du plomb ingéré, via l'eau et les aliments, varie selon l'âge des individus. En effet, un adulte n'en absorbe que 5 à 15 % (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991; DOUCET LEDUC, 1991), alors qu'un enfant en absorbe plus de 40 à 50 % (CASARETT et DOULL, 1986; BERNIER et al, 1991). Une déficience en fer, en calcium ou en zinc favoriserait l'absorption du plomb par l'organisme. Le jeûne a également le même effet (CASARETT et DOULL, 1991; BERNIER et al, 1991). L'accumulation du plomb se fait essentiellement dans les os, les muscles et les organes tels le foie et les reins et ce, tant chez les humains que chez les animaux. DOUCET LEDUC (1991) rapporte que les adultes excrètent environ 90 % du plomb ingéré.

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Les effets toxiques du plomb peuvent apparaître suite à une exposition très faible mais prolongée (BERNIER et al., 1991). Parmi les effets observés, on peut noter des atteintes aux reins, au foie, au système digestif, au myocarde, au système immunitaire, aux systèmes nerveux central et périphérique, et au système sanguin. Ces effets se rencontrent surtout en milieux de travail (LALIBERTÉ, 1986; BERNIER et al, 1991).

Des symptômes peuvent apparaître à des niveaux sanguins de plomb de 30 à 40 jxg/dl chez l'adulte. Des changements de comportement et de caractère apparaissent chez des adultes ayant des plombémies de l'ordre de 30 et 60 jig/dl. Il y a également des atteintes à la mémoire chez ces derniers (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991).

MUSHAK et al (1989) ont résumé les résultats des études relatives aux effets prénataux et postnataux du plomb après une exposition à de faibles concentrations. Ces auteurs signalent que les résultats de ces études démontrent généralement que la période prénatale s'avère la plus critique suite à une exposition au plomb. MUSHAK et al (1989) rapportent que des plombémies aussi faibles que 10 à 15 p.g/dl entraînent plusieurs effets lors des périodes prénatale et postnatale: réduction de la période de gestation et du poids du bébé à la naissance, inhibition de l'acétylcholinestérase et atteintes neuro-comportementales. Les enfants ayant des plombémies de 25 à 50 (ig/dl peuvent souffrir de plusieurs autres maux. Il peut s'agir, entre autres, d'anémie et de conduction neurale (DEAN et SUESS, 1985; MUSHAK et al, 1989). L'étude du "American Academy of Pediatrics", mentionnée par MUSHAK et al (1989), rapporte que les lésions au système nerveux central induites par le plomb s'avèrent irréversibles.

Une exposition chronique peut provoquer une néphrite interstitielle et même une insuffisance rénale, à des taux sanguins de 70 |ig de plomb/dl (CASARETT et DOULL, 1986).

Le plomb peut également affecter les systèmes nerveux central et périphérique. À des niveaux élevés de plombémie, il peut s'agir d'encéphalopathie et de colique saturnine. L'encéphalopathie peut se produire lorsque la plombémie s'élève à plus de 70 M-g/dl même chez les enfants (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991; MUSHAK et al, 1989). Cette altération s'exprime par de l'hyper-activité, de l'agressivité, des tremblements, des convulsions et le coma. Quant à la colique saturnine, elle est à l'origine de fortes douleurs abdominales. L'encéphalopathie et la colique saturnine se rencontrent très rarement de nos jours (CASARETT et DOULL, 1986 et 1991).

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Selon DOUCET LEDUC (1991), l'épandage des boues de stations d'épuration dans les champs constitue une source importante de plomb en agriculture. Ce dernier s'introduit aisément dans la chaîne alimentaire en raison de la grande tolérance des végétaux face à la toxicité potentielle de ce métal et ce, même à des concentrations élevées (DOUCET LEDUC, 1991). Cependant, COUTURE (1988) et BERNIER et al (1991) mentionnent que la quantité de plomb absorbée par les plantes est généralement faible, même si ces dernières croissent dans des endroits fortement contaminés. Selon DOUCET LEDUC (1991), la consommation de végétaux cultivés dans ces milieux ne représente pas le facte VIT de contamination humaine le plus important. L'Organisation mondiale de la.santé, OMS (1989), recommande de ne pas dépasser 0,5 mg/kg de plomb dans les fruits et légumes. Cette recommandation a été acceptée au Canada dans la Loi et les règlements canadiens sur les aliments et drogues; ce qui assure une certaine protection pour les consommateurs d'aliments si ces derniers ont été en contact direct avec un compost contenant du plomb.

Dans un contexte de valorisation agricole, les boues contenant plus de 1000 mg plomb/kg poids sec, demeurant à la surface du sol, peut présenter un danger pour la santé (COUTURE, 1988).

Les teneurs en plomb dans les divers composts de déchets verts de BIOMAX inc. (1992) oscillent entre 19,0 et 43$ mg/kg (Tableau 1). Dans le compost de boues canadiens et américains (Tableau 2), la majorité de ces concentrations sont plus élevées; elles varient entre 17,4 et 302,0 mg Cu/kg. GOLDSTEIN (1988) évalue que la concentration en plomb dans les boues brutes ne devrait pas dépasser 500 mg/kg en poids sec afin d'assurer une marge de sécurité chez les humains.

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2.1.2.1 Métaux dans le sol

L'évaluation des risques de contamination se mesure principalement par le mouvement des métaux lourds dans le sol. Ces mouvements sont principalement contrôlés par le pH de ce dernier. À un pH oscillant entre 5 et 7, les métaux sont peu disponibles (POLAN, 1990; POLAN et JONES, 1992).

En principe, le pH du sol fluctue très peu d'une année à l'autre. Toutefois, au Québec, les pluies acides pourraient favoriser, jusqu'à un certain point, la mobilité des métaux lourds en raison d'une baisse du pH (POLAN,-1990).,Néanmoins,.l'agaut fréquent de chaux fait en sorte que le pH des sols agricoles québécois se trouve près de la neutralité. En fait, les sols agricoles doivent être caractérisés par un pH d'au moins 6 pour répondre aux exigences du ministère de l'Environnement du Québec (POLAN et JONES, 1992).

Lors de la valorisation des boues, un paramètre dont il faut tenir compte est la persistance des métaux lourds dans le sol. Cette considération s'explique par le fait que les métaux lourds peuvent demeurer très longtemps à la surface du sol, sous line forme relativement non disponible pour les végétaux (POLAN, 1990; POLAN et JONES, 1992). Selon DYER et RAZVI (1987), la baisse des concentrations de métaux lourds observée dans le sol est principalement due à leur percolation. Les plantes ne les assimilent que très peu. Toutefois, rien ne prouve qu'à long terme ces métaux ne seront pas disponibles.

Le risque de contaminer les eaux souterraines par les métaux, suite à l'épandage d'un compost, est minime. Ce fait s'explique, entre autres, par l'adsorption des métaux par les colloïdes du sol (particules ayant une taille inférieure à 2 jim) dans les premiers 10 cm du sol. Le mouvement des métaux est en effet freiné par leur emprisonnement dans les espaces interstitiels du sol (DYER et RAZVI, 1987; MENVIQ et MAPAQ, 1991).

CANARUTTO et al (1991) et le SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL (1991) mentionnent que le compost brut est caractérisé par des teneurs en métaux lourds supérieures à celles d'un compost qui a subi mie phase de maturation. CANARUTTO et al (1991) signalent qu'il est possible, lorsque le compostage est bien contrôlé, d'obtenir un compost ayant de faibles teneurs en métaux lourds biodisponibles (cuivre, cadmium, zinc, nickel, plomb et chrome) après la phase de maturation (voir section 3.1.2).

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2.1.2.2 Métaux dans la végétation

Le cadmium, le cuivre, le zinc, le nickel et le plomb sont les principaux métaux lourds présents dans les boues compostées pouvant influencer la croissance des plantes ou modifier la qualité de leurs tissus (BAUDUIN et al, 1987; DYER et RAZVI, 1987; POLAN, 1990).

Les teneurs en métaux absorbées par les végétaux fluctuent considérablement selon les espèces. Par exemple, les légumes verts accumulent plus de métaux que les fourrages, le maïs, le soya et les céréales (COUTURE, 1988). Serait-il donc plausible d'avancer que la population qui consommerait beaucoup de légumes verts, ayant poussé sur un compost fortement contaminé, pourrait être plus susceptible d'avoir des problèmes de santé?

Les plus fortes concentrations de métaux lourds se retrouvent généralement dans la partie foliaire (ENVIRONNEMENT CANADA et al,1985; DYER et RAZVI, 1987; FRITZ et VENTER, 1988). Les vieilles feuilles ont des concentrations plus élevées que les jeunes. DYER et RAZVI (1987) expliquent cet état de fait par la plus grande disponibilité des métaux au tout début de la croissance de la plante. Il y a également des concentrations non négligeables dans les racines (FRITZ et VENTER, 1988; POLAN, 1990). Ces dernières assimilent les ions simples et les ions provenant des liaisons chimiques faibles (DEAN et SUESS, 1985). Selon DYER et RAZVI (1987) et FRITZ et VENTER (1988), ce sont les fruits qui accumulent le moins les métaux lourds.

Les racines et les tiges des végétaux accumulent les métaux lourds année après année, alors que les feuilles des arbres les accumulent sur line base annuelle seulement (POLAN, 1990).

Selon ENVIRONNEMENT CANADA et al (1985), les boues canadiennes ont généralement de très faibles teneurs en arsenic, en cobalt, en mercure, en molybdène et en sélénium, lesquelles n'auraient aucun effet important sur les plantes. L'arsenic, le chrome, le plomb et le mercure peuvent s'accumuler dans les racines des végétaux sans toutefois migrer dans la partie aérienne des plantes. Quant au cadmium, au zinc et au nickel, l'absorption de ces métaux par les plantes augmente généralement au fur et à mesure qu'augmentent les quantités de métal présentes dans les boues épandues. Toujours selon ENVIRONNEMENT CANADA et al (1985), même si l'accumulation de cuivre, de zinc et de nickel peut provoquer des effets phytotoxiques, il est très peu probable que ces éléments deviennent toxiques pour les animaux.

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La quantité d'un métal absorbé par une plante dépend de plusieurs facteurs allant de la forme chimique de ce métal aux conditions physico-chimiques et biologiques d'un sol. Les sols caractérisés par de faibles teneurs en oxygène et un fort potentiel d'oxydo-réduction démontrent un taux d'absorption de métaux plus élevé par les plantes (CURTIS et al., 1991). Un pH basique et une teneur élevée en matière organique dans le sol limitent quant à eux l'absorption des métaux par la végétation en raison de leur non-disponibilité (DYER et RAZVI, 1987).

Pour atténuer les risques pour la santé publique, CANARUTTO et al. (1991) mentionnent l'importance qu'il faut accorder à la phase, de maturation d'un compost, laquelle permet d'obtenir un produit ayant de faibles teneurs en métaux lourds biodisponibles (cuivre, cadmium, zinc, nickel, plomb et chrome). En effet, bien contrôlée, la maturation du compost permet une production accrue d'acides humiques et d'acides fulviques. Ces acides jouent un rôle d'agents complexants pour les métaux. Une très grande quantité des métaux lourds sera alors complexée par ces substances d'origine naturelle, ce qui diminuera par le fait même leur solubilité et leur mobilité dans le sol. En conséquence, les métaux entreraient difficilement dans les processus d'absorption et de nutrition des végétaux et, présenteraient ainsi moins de risques pour la santé publique (DEAN et SUESS, 1985; CANARUTTO et al. 1991; SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991). Toutefois, aucune étude n'a démontré que les métaux complexés ne seront pas éventuellement biodisponibles.

2.1.3 Microorganismes pathogènes

La littérature rapporte très peu de problèmes de santé dus aux microorganismes pathogènes présents lors de la fabrication et de l'utilisation du compost de déchets verts domestiques. Les études actuelles n'abordent que la contamination par inhalation de spores aéroportées du champignon microscopique Aspergillus fumigatus.

A\ix États-Unis, dans une aire de compostage municipal de feuilles, KRAMER et al (1989) rapportent le cas d'un jeune homme de 23 ans atteint d'une aspergillose broncho-pulmonaire. Il s'agit d'une des nombreuses maladies pulmonaires provoquées par l'inhalation des spores du champignon microscopique Aspergillus fumigatus.

La résidence de ce patient est située à environ 75 mètres d'une aire de compostage municipal de feuilles. La concentration élevée de ces spores aéroportées provenant de ce lieu

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s'est avérée être la cause principale de la maladie du jeune homme. Les échantillons d'air prélevés ont révélé également la présence de spores de d'autres microorganismes, mais celles d& Aspergillus fumigatus dominaient. KRAMER et al. (1989) mentionnent toutefois que le patient était atteint d'asthme depuis l'âge de 7 ans. Les auteurs affirment que la présence de Aspergillus fumigatus dans son environnement aurait seulement aggravé sa maladie et ne l'aurait pas provoquée.

Les observations de KRAMER et al. (1989) correspondent à celles de plusieurs auteurs qui affirment que les infections tendent à augmenter chez les individus travaillant ou résidant près d'un heu de compostage et faisant usage d'antibiotiques, d'immunosuppresseurs, de drogues cytotoxiques et de corticostéroïdes. Les individus asthmatiques sont très sensibles à l'antigène de Aspergillus fumigatus (MILLNER et al., 1977; BOUTIN et MOLINE, 1987; LACEY et CROOK, 1988; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989).

Le traitement des eaux usées réduit le nombre de microorganismes pathogènes. De façon générale, avec l'augmentation du nombre de traitements des eaux usées (traitements primaire, secondaire et tertiaire des affluents; oxyozonation des boues), le nombre de microorganismes pathogènes, présents dans les boues, s'en trouve d'autant réduit (CARRINGTON, 1978). Les boues, à leur sortie des stations d'épuration, contiennent malgré tout des quantités mesurables de la plupart des types de microorganismes pathogènes (KAWATA et al., 1977; PAHREN et al., 1979).

Les principaux microorganismes pathogènes présents dans les boues résiduaires canadiennes sont répartis en cinq groupes: les bactéries, les virus, les protozoaires, les helminthes et les champignons (PAHREN et al., 1979; PASSMAN, 1979; BLOCK, 1986). Ces organismes, ayant survécu aux traitements des eaux usées, peuvent présenter un risque pour la santé publique (KAWATA et al., 1977; COUTURE, 1988). Le Tableau 5 énumère différentes maladies associées à quelques microorganismes pathogènes présents dans les boues.

Lors du compostage, plusieurs facteurs tels que la température, les réactions antibiotiques (mort ou inhibition de microorganismes suite à la sécrétion de substances toxiques par d'autres souches microbiennes) et la compétition pour les nutriments entre les microorganismes, tant les pathogènes que les non pathogènes, réduisent la densité (les populations de ces derniers (PEDERSEN, 1983; BURGE et al., 1987; FINSTEIN et al., 1987; STENTIFORD, 1987).

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Tableau 5. Organismes pathogènes dans les boues de stations d'épuration pouvant affecter la santé humaine.

GROUPE ORGANISMES PATHOGÈNES MALADIES

Bactéries Salmonella sp. (1700 types)

Shigella spp. Escherichia coli Vibrio spp Clostridium perfringens Clostridium botulinum Leptospira icterohaemorrhagiœ Arizona hinshawii Bacillus cere us Bacillus anthracis Pasteurella pseudotuberculosis Yersinia enterocolitica Mycobacterium tuberculosis Pseudomonas aeruginosa Streptococcus spp.

Salmonellose, entérite, fièvres typhoïde et paratyphoïde Shigellose Gastro-entérite Choléra Gastro-entérite Botulisme Leptospirose Infection arizona Gastro-entérite Charbon Tuberculose Gastro-entérite épidémique Tuberculose, granulome de la peau Infection locale Gastro-entérite

Virus Poliovirus Coxsackie virus Echovirus Adénovirus Rotavirus Virus hépatite A Virus hépatite B Réovirus Agent Norwalk

Poliomyélite Infection coxsackie, méningite Diarrhée, hépatite, méningite Gastro-entérite, coiyonctivite Gastro-entérite infantile Hépatite A Hépatite B Rhume, diarrhée, hépatite Gastro-entérite

Protozoaires Etamœba hystolytica Giardia intestinalis Balantidium coli Isospora belli Dientamoeba fragilis

Amibiase Giardiase Balantidiase Cocci diose Infection dientamoebe

Helminthes Ascaris lumbricoides Taenia saginata Taenia solium Ancylostoma duodena le Trichuris trichiura Enterobius vermicularis Hymenolepis na na Necatoramericanus Strongyloides sp.

Ascaridiase Taeniase Taeniase; Infection des vers à crochets Trichocéphalose Oxyurose Taeniase Néca tori ose Strongyloîdose

Champignons Aspergillus fumigatus Aspergillose

Sources: ENVIRONNEMENT CANADA et al (1985); BLOCK (1986); COUTURE (1988); de BERTOLDI et al (1988b).

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Les nombreux actinomycètes et champignons microscopiques, présents dans la matière organique à composter, libèrent des substances antibiotiques. En petites quantités, ces substances d'origine microbienne s'avèrent toxiques pour la majorité des microorganismes (COOPER et GOLUEKE, 1977; PELCZAR et al, 1977). Quant à la compétition pour les nutriments entre les microorganismes, elle démontre davantage un caractère plus inhibiteur que létal.

Selon EPSTEIN et EPSTEIN (1989), le compostage apparaît comme une technique efficace pour tuer les microorganismes pathogènes, dans la mesure où une température appropriée est atteinte et maintenue durant une période de temps suffisamment longue.

Après le compostage des boues, les concentrations d'organismes pathogènes sont généralement sous les limites de détection (KAWATA et al, 1977; PASSMAN, 1979). Selon l'étude de GOLDSTEIN et al (1988), sur les 498 échantillons de compost analysés, deux échantillons contenaient des virus, mais aucun d'eux ne révélait la présence d'oeufs d'helminthes vivants.

Selon COOPER et GOLUEKE (1977) et MALOOF (1988), certains procédés de compostage n'offrent pas des températures uniformes et un brassage adéquat afin que toutes les sections de la pile atteignent une température suffisante pour détruire les microorganismes pathogènes. Tel est le cas des procédés de compostage en piles statiques en aération forcée et en piles aérées naturellement (KAWATA et al, 1977; PEDERSEN, 1983). Ces procédés de compostage s'effectuent principalement à l'extérieur. Ils sont alors soumis aux conditions climatiques défavorables telles les précipitations. Ces dernières affectent les premiers centimètres de la pile, occasionnant un refroidissement des couches supérieures. Le compostage en piles statiques en aération forcée s'avère toutefois plus efficace pour détruire les microorganismes pathogènes que le compostage en piles aérées naturellement (PEREIRA NETO et al., 1987). Ceci s'explique par le fait que les microorganismes présents à la surface de la pile aérée naturellement sont exposés à une température se rapprochant de celle de l'air ambiant. Ils ne sont donc aucunement exposés aux températures létales, lesquelles sont atteintes au centre de la pile (KAWATA et al, 1977; STENTIFORD, 1987). Lors du retournement de la pile, ces microorganismes se retrouveront au bas et au centre de celle-ci, ils seront alors en principe tués par les températures élevées (KAWATA et al, 1977; PEDERSEN, 1983; PEREIRA NETO et al, 1987), sinon, il y aura une recontamination par ces microorganismes dans les zones où il n'y en avait plus (COOPER et GOLUEKE, 1977; BURGE et al, 1987; PEREIRA NETO et al, 1987). Toutefois, le compostage en piles aérées

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naturellement et celui en piles statiques en aération forcée peuvent quand même réduire significativement le nombre de microorganismes pathogènes lorsque les directives de fabrication sont respectées (voir section 3.1.3).

Les bactéries telles que Salmonella sp. peuvent recoloniser le compost. Ce fait a effectivement été observé par BURGE et al (1987) et GOLDSTEIN et al. (1988). L'introduction de ces bactéries dans le compost final peut être due aux oiseaux, aux animaux ou à l'équipement utilisé lors du compostage (PASSMAN, 1979; HUSSONG et al., 1985). Selon HUSSONG et al, (1985), la recolonisation de la bactérie Salmonella est influencée par divers facteurs: le pH, l'humidité, la disponibilité, des nutriments (par exemple un rapport C:N de 15:1) et la compétition avec la flore microbienne indigène. Cette flore inhibe également la croissance de plusieurs bactéries (BURGE et al, 1987).

Les streptocoques fécaux et les oeufs du ver Ascaris lumbricoides s'avèrent résistants aux conditions caractérisant la phase mésophile du compostage (PEDERSEN, 1983; STRAUCH, 1987). Cette dernière s'identifie par des températures variant entre 30 et 45°C. À une température de 55°C durant 4 heures, la population de Salmonella diminue en nombre. Il en est de même pour Serratia marcescens, Shigella sonnei et Staphylococcus aureus. Cependant, la bactérie Mycobacterium tuberculosis var hominis peut survivre. De plus, la température caractérisant la phase mésophile offre des conditions optimales pour la croissance de certains champignons tel que Aspergillus fumigatus (KAWATA et al.t 1977; PERDERSEN, 1983). Toutefois, selon PEDERSEN (1983), la majorité des virus, présents dans les boues de stations d'épuration, sravère quant à eux plutôt vulnérable aux températures caractérisant le compostage mésophile. Il s'agit des adénovirus, échovirus, réovirus et les virus coxsackies. Afin de réduire considérablement les risques de contamination par des microorganismes pathogènes, il faut s'assurer que les températures dans la pile de matière à composter atteignent celles caractérisant la phase thermophile.

Si le compost de boues, fraîchement appliqué sur le sol, contient encore des microorganismes pathogènes malgré le procédé de compostage, il est fort possible qu'ils ne survivent pas. Un faible degré d'humidité du sol et les radiations solaires sont les principaux facteurs environnementaux affectant la survie des bactéries et virus pathogènes (CARRINGTON, 1978; PAHREN et al., 1979; PASSMAN, 1979). La compétition entre la flore microbienne indigène et celle du compost favorise également la réduction des pathogènes dans le milieu (de BERTOLDI et al., 1988b). Les microorganismes qui survivent assez longtemps pour s'infiltrer dans le sol peuvent cependant être adsorbés sur des

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particules ou atteindre la nappe phréatique (PASSMAN, 1979). Le MENVIQ et al (1991) mentionnent que le mouvement des microorganismes pathogènes dans le sol est restreint. En effet, la majorité d'entre eux se retrouvent essentiellement à la surface du sol. Les risques de contaminer les eaux souterraines sont alors faibles. Toutefois, un sol poreux et nn taux d'humidité élevé pourraient créer des conditions idéales pour contaminer les eaux souterraines par des microorganismes pathogènes (MENVIQ et al 1991).

Selon BOUTIN et MOLINE (1987), les travailleurs des aires de compostage, les communautés avoisinantes de ces aires et les consommateurs directs ou indirects du compost seraient peu exposés aux risques associés aux microorganismes pathogènes. La contamination se transmet essentiellement par des mains souillées par les boues, par des éclaboussures au visage ou par des spores aéroportées de champignons microscopiques.

Plusieurs auteurs font une mise en garde envers le champignon pathogène Aspergillus fumigatus. Ce champignon est omniprésent. En effet, il se trouve communément dans le foin, le grain, la végétation en décomposition, le compost et le sol. Il s'observe également dans les terreaux commerciaux et les copeaux de bois (MILLNER et al, 1977; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989). Aspergillus fumigatus se développe sur tous les matériaux riches en cellulose présents dans le compost. Ce champignon est thermotolérant puisqu'il peut résister à des températures aussi élevées que 60°C (EPSTEIN et EPSTEIN, 1989).

MILLNER et al (1977) et PASSMAN (1983) ont démontré que durant le compostage en piles statiques en aération forcée de boues brutes, la manipulation de copeaux de bois était la source principale de Aspergillus fumigatus.

Suite à un faible taux d'humidité dans une pile de compost (< 25%) et à une agitation mécanique du matériel lors du compostage, la libération de particules organiques et inorganiques est accrue (de BERTOLDI et al, 1988b; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989). Dans de telles conditions, les champignons, tel que Aspergillus fumigatus, libèrent des spores aéroportées. Les spores de Aspergillus fumigatus sont facilement inhalées en raison de leurs petites tailles (2,5 à 3,0 pjn) (CLARK et al, 1983). Elles peuvent donc pénétrer jusqu'aux alvéoles pulmonaires et causer des problèmes au niveau des voies respiratoires (BOUTIN et MOLINE, 1987). Il appert que les personnes qui travaillent à une aire de compostage sont davantage soumises aux risques de contracter une maladie pulmonaire en raison de leur grande exposition au champignon Aspergillus fumigatus, lequel croît bien à la température du corps humain (BOUTIN et MOLINE, 1987; FINSTEIN et al, 1987).

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Entre autres, le champignon Aspergillus fumigatus a la réputation de déclencher des maladies respiratoires même chez des individus en bonne santé, mais leur action est beaucoup plus prononcée chez les personnes dont le système immunitaire est déficient (M3LLNER et al, 1977; BOUTIN et MOLINE, 1987; KRAMER et al, 1989). Les individus travaillant à un lieu de compostage sont plus susceptibles d'avoir des problèmes respiratoires surtout s'ils prennent des antibiotiques, des immunosuppresseurs, des drogues cytotoxiques et des corticostéroïdes. Les personnes asthmatiques sont très sensibles à l'antigène de Aspergillus fumigatus (MILLNER et al, 1977; BOUTIN et MOLINE, 1987; LACEY et CROOK, 1988; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989).

D'après l'étude de PAHREN (1987), les cultures de tissus de la gorge et les prélèvements nasaux des travailleurs des lieux de compostage démontraient, dans plusieurs cas, la présence de Aspergillus fumigatus, contrairement aux travailleurs peu ou pas exposés au compost (groupes témoins). Suite à une étude similaire, CLARK et al. (1984a) ont également prouvé ce fait. La réponse immunitaire induite par ces antigènes (endotoxines) se fait durant un court laps de temps. Des problèmes de santé ont également été observés par LUNDHOLM et RYLANDER (1980). Selon leur étude, la manipulation de compost a provoqué chez quatre travailleurs sur onze des maux de tête, des nausées et des diarrhées. Il y a aussi l'étude de CLARK et al (1984b), échelonnée de 1979 à 1981, qui rapporte des cas d'irritations des yeux et de la peau chez les travailleurs.

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22 Synthèse des risques associés aux composts de déchets verts domestiques et de boues de stations d'épuration

Les études relatives aux risques encourus par les travailleurs d'une aire de compostage sont plus nombreuses et plus complètes que celles traitant des risques associés à l'utilisation d'un compost provenant des boues de stations d'épuration ou des déchets verts domestiques. Avec l'état actuel des connaissances, les effets directs et indirects sur la santé induits par le compost demeurent encore à élucider en raison de la complexité des nombreux facteurs impliqués. Pour pouvoir se prononcer avec certitude sur les risques pour la santé publique, d'autres études mettant en relation la santé et le compost seront nécessaires.

Malgré les affirmations contradictoires de plusieurs auteurs, il est possible de dire qu'en général le niveau de risques pour la santé publique est fonction de la présence des espèces microbiennes pathogènes, de la nature et de la concentration des métaux lourds et des composés organiques toxiques dans le compost.

Les contaminants biologiques et chimiques, présents dans le compost, peuvent pénétrer dans l'organisme humain par trois voies différentes: cutanée, digestive et respiratoire. Les personnes travaillant à une aire de compostage et les gens qui entrent en contact direct avec le compost (ex.: agriculteurs, pépiniéristes, horticulteurs) sont les plus exposés via les voies cutanée et respiratoire. Tous les gens qui consomment des aliments, végétaux ou animaux (incluant viandes et produits laitiers) ayant été en contact avec un compost contaminé, peuvent également être exposés aux microorganismes pathogènes, aux métaux lourds et aux composés organiques toxiques. Il s'agit là du groupe des consommateurs indirects du compost. Par ailleurs, il peut se produire un effet de bioaccumulation pour certains métaux lourds et composés organiques toxiques. Chez les humains, l'accumulation des composés organiques toxiques et des métaux lourds (mercure, cadmium et plomb) s'explique par leur grande affinité pour certains organes (reins, foie, etc.). Parmi le groupe des consommateurs directs ou indirects du compost, les personnes les plus à risque sont les enfants, la femme enceinte et son foetus. Les effets sur la santé dépendent des concentrations en métaux et en composés organiques toxiques au niveau des organes, de leur toxicité, du degré d'exposition

et de la sensibilité individuelle.

Selon les études épidémiologiques actuelles, le risque pour la santé associé aux microorganismes pathogènes lors de la manipulation et de l'utilisation du compost est faible. Lors de la manipulation, des mesures d'hygiène appropriées (lavage des mains, port

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du masque anti-poussières, etc.) auraient probablement permis d'éliminer les quelques cas de contamination rapportés chez les travailleurs.

Les travailleurs des aires de compostage, les communautés avoisinantes de ces aires et les consommateurs directs ou indirects du compost seraient peu exposés aux risques associés aux microorganismes pathogènes. La contamination se transmet essentiellement par des mains souillées par les boues, par des éclaboussures au visage ou par des spores aéroportées de champignons microscopiques. Les individus travaillant à un lieu de compostage sont plus susceptibles d'avoir des problèmes respiratoires surtout s'ils prennent des antibiotiques, des immunosuppresseurs, des drogues cytotoxiques et-des- corticostéroïdes. Par ailleurs, les personnes asthmatiques sont très sensibles à l'antigène de Aspergillus fumigatus.

La présence de métaux lourds et de composés organiques toxiques peut créer un obstacle majeur à l'utilisation du compost. La toxicité des métaux est fonction, entre autres, de leurs concentrations, de leurs interactions, des propriétés physico-chimiques du sol, du type de culture et surtout de leur forme ionique. L'utilisation des boues de stations d'épuration de régions très industrialisées peut être à proscrire si elles contiennent de fortes teneurs en métaux lourds et en composés organiques toxiques. Dans le cas contraire, les déchets verts domestiques et les boues de stations d'épuration de zones peu industrialisées pourraient être utilisés. Il faut mentionner qu'il existe un risque particulier par rapport au plomb contenu dans le compost de déchets verts ou de boues puisqu'on y est déjà exposé via de nombreuses autres sources. C'est également le cas pour certains autres contaminants (ex.: le nickel, le cadmium, les composés organiques toxiques). C'est pourquoi, il faudrait assurer un suivi rigoureux de la qualité du compost par des analyses physico-chimiques et biologiques régulières.

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2.3 Mesures préventives pour les personnes travaillant à une aire de compostage

Selon une approche française, BOUTIN et MOLINE (1987) mentionnent que la sélection du personnel pour un lieu de compostage devrait considérer le dossier médical de chacun des candidats potentiels. Cette recommandation s'explique par le fait que plusieurs études confirment que certains microorganismes, notamment le champignon Aspergillus fumigatus, peuvent engendrer des maladies pulmonaires. Ces dernières peuvent même affecter les individus en bonne santé (MILLNER-et a/., 1977; BOUTIN et MOLINE, 1987; KRAMER et ai, 1989).

Selon BOUTIN et MOLINE (1987), les personnes atteintes, entre autres, d'allergies, d'asthme (ou autres problèmes pulmonaires), de diabète ou si elles ont suivi pendant une longue période des traitements à la cortisone (ou autres immunodépresseurs) devraient s'abstenir de travailler dans un tel milieu.

BOUTIN et MOLINE (1987) mentionnent aussi l'importance d'un examen médical préventif chez les travailleurs impliqués dans les opérations de compostage et de traitement des eaux usées. Cet examen devrait inclure, entre autres, l'investigation des systèmes suivants: cutané, voie respiratoire supérieure (nez, gorge et oreilles), voie respiratoire inférieure (poumons) et digestif. En plus des examens cliniques, BOUTIN et MOLINE (1987) préconisent un examen du système immunitaire en effectuant un dépistage de Aspergillus fumigatus et d'actinomycètes thermophiles. Un examen médical périodique devrait ainsi permettre de suivre l'état de santé de chacun des employés.

L'hygiène personnelle et la vaccination (ex.: contre le tétanos) des travailleurs sont également des facteurs importants à considérer afin de minimiser les risques de contamination par le compost.

Selon BOUTIN et MOLINE (1987), la responsabilité de décider si les antécédents médicaux nuisent ou non au recrutement du personnel pour une aire de compostage devrait être attribuée à un médecin en santé au travail.

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Au Québec, cette approche préventive pourrait être contestée en raison de la discrimination à l'emploi pour les individus ayant un système immunitaire affaibli. Par ailleurs, en ce qui concerne l'examen médical du personnel, il faudrait définir, préciser et valider les tests pouvant nous informer réellement sur leur état de santé. Ainsi, il faudrait déterminer les objectifs d'un examen médical pour qu'il soit approprié à la réalité québécoise.

3. MÉTHODE OPTIMALE DE COMPOSTAGE POUR RÉDUIRE

LES RISQUES POUR LA SANTÉ PUBLIQUE

Ce chapitre consiste à définir brièvement les paramètres influençant la qualité d'un compost. Certaines mesures préventives visant à minimiser les risques potentiels pour la santé lors des activités de compostage seront également présentées.

3.1 Paramètres influençant la qualité d'un compost

3.1.1 Paramètres physico-chimiques

Selon STENTIFORD (1987), pour obtenir un compost de qualité, il est essentiel qu'une certaine température dans la masse à composter soit atteinte afin de maximiser le taux de décomposition et de produire un compost qui présentera peu de risque pour la santé publique.

En plus de la température, l'humidité et l'aération jouent des rôles importants dans le processus de compostage (PEREIRA NETO et al, 1987). Le contrôle de ces paramètres est primordial pour détruire les microorganismes pathogènes.

Une humidité variant entre 40 et 60 % s'avère optimale (PEREIRA NETO et al, 1987; MINISTÈRE DE L'ENVIRONNEMENT DE LA FRANCE et LES TRANSFORMEURS, 1990; SERRENER CONSULTATION INC., 1989). Un faible degré d'humidité (< 25%) diminue l'activité biologique et conséquemment, ralèntit le compostage (de BERTOLDI et al, 1988b; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989). À ces faibles taux d'humidité, la libération de poussières organiques et inorganiques est accrue, lesquelles peuvent incommoder les travailleurs. Un taux d'humidité élevé (> 65%) réduit la porosité de la pile de matières putrescibles et engendre des conditions anaérobies. Des odeurs nauséabondes sont alors libérées. De plus, une très forte teneur en eau favorise les pertes de nutriments par

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lessivage (de BERTOLDI et al, 1988b; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989; FOGARTY et TUOVINEN, 1991; SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991).

Lorsque le degré d'humidité est élevé, la température diminue. Or, il faut une température de 55°C pendant plusieurs jours afin de tuer les microorganismes pathogènes. Les températures entre 45 et 55°C favorisent la biodégradation. Des températures supérieures à G0-65°C réduiraient significativement l'activité microbienne (COOPER et GOLUEKE, 1977; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989; SERRENER CONSULTATION INC., 1989; FOGARTY et TUOVINEN, 1991; SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991). Idéalement, les températures devraient être vérifiées avec des sondes afin de mieux suivre les variations. Par exemple, la technique en aération forcée permet, lorsqu'une température critique est atteinte, d'actionner un ventilateur qui élimine l'excès de chaleur et d'humidité jusqu'à ce que la température pré-déterminée soit de nouveau atteinte (WALKER, 1987).

Une aération adéquate permet d'entretenir une décomposition rapide et inodore. Elle contrôle aussi indirectement la température et le degré d'humidité (COOPER et GOLUEKE, 1977; STENTIFORD, 1987; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989; FOGARTY et TUOVINEN, 1991; SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991).

Le pH du tas de compost doit aussi être contrôlé puisque l'activité microbienne en dépend. Ce paramètre est par ailleurs un indicateur de la présence ou du manque d'oxygène dans le compost (SERRENER CONSULTATION INC., 1989). Le pH des déchets verts (feuilles, herbes) et celui des boues de stations d'épuration se rapprochent de la neutralité (COUTURE, 1988; SERRENER CONSULTATION INC., 1989). Toutefois, au cours du procédé de compostage, le pH est appelé à se modifier. Des acides organiques sont produits au cours du compostage et provoquent alors une chute du pH qui devient acide. Puis, en présence d'oxygène, ces acides sont éventuellement décomposés; le pH revient ainsi près de la neutralité ou est légèrement alcalin (SERRENER CONSULTATION INC., 1989; FOGARTY et TUOVINEN, 1991). Les valeurs optimales du pH pour favoriser l'activité microbienne se situent entre 5,5 et 8,0. Des conditions extrêmes d'acidité ou d'alcalinité peuvent nuire à la dégradation de la matière organique (FOGARTY et TUOVINEN, 1991).

Il faut également contrôler plusieurs éléments nutritifs (carbone, azote, phosphore, potassium, silice, magnésium, etc.). Seuls le carbone et l'azote seront traités ici puisqu'il s'agit des deux principaux éléments retrouvés dans la matière organique. Le carbone et l'azote influencent directement l'activité microbienne lors du processus de dégradation, c'est

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pourquoi il est important qu'ils soient présents selon un rapport adéquat. En effet, les microorganismes travaillent plus efficacement et se multiplient rapidement lorsque le carbone et l'azote sont présents dans un rapport initial situé entre 25 et 40:1, c'est-à-dire entre 25 ou 40 parties de carbone pour une partie d'azote (PEREIRA NETO et al, 1987; FOGARTY et TUOVINEN, 1991). Ce rapport C:N est très similaire à celui proposé par le SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL (1991) qui est de 25 à 35:1. Un rapport C:N inadéquat affecte la biodégradation de la matière organique ainsi que la concentration en azote dans le compost final (PEREIRA NETO et al., 1987; COUTURE, 1988; FOGARTY et TUOVINEN, 1991). Les microorganismes utilisent le carbone surtout comme source d'énergie et il est libéré sous forme de dioxyde.de carbone (C02); alors que l'azote sert à la production d'acides aminés et de protéines. Les microorganismes utilisent du carbone pour assurer la dépense énergétique nécessaire à la production d'acides aminés et de protéines. Ainsi, lorsqu'il y a trop de carbone par rapport à l'azote, le compostage de la matière organique s'en trouve ralentit; et s'il y a trop d'azote par rapport au carbone, il y aura alors libération de gaz sous formes d'ammoniaque et de H2S. Ces odeurs sont libérées, entre autres, suite au manque d'énergie (assurée par le carbone) qui permettait alors de produire des protéines. Le ratio C:N du compost final doit idéalement être de 12 à 20:1 (MENVIQ, 1991; Direction de la récupération et du recyclage, MENVIQ, Communication personnelle, octobre 1992) car il n'y a plus assez de carbone et d'azote pour satisfaire les besoins des microorganismes en énergie (carbone) et en protéines (azote). Le compost entre alors dans la phase de maturation (Direction de la récupération et du recyclage, MENVIQ, Communication personnelle, septembre 1992).

WALKER (1987) mentionne que le compostage en aération forcée en pression positive sur des andains de faibles hauteurs permet de produire un compost plus sec. Ce fait s'explique par une aération plus grande dams toute la masse. Lors de l'utilisation de cette méthode, il faut toutefois faire attention de ne pas trop sécher ou refroidir le compost lors de l'aération. De plus, cette méthode est plus rapide que le compostage en piles statiques aérées naturellement.

3.1.2 Présence de métaux lourds

Le compostage n'est pas une méthode pour éliminer les métaux lourds. D peut, tout au plus, réduire la concentration de métaux lourds en incorporant aux matières à composter des agents structurants. Il peut y avoir également un phénomène de lessivage des métaux

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lourds provenant de l'amoncellement de la matière organique lors du processus de compostage, ce qui peut tendre à réduire la concentration en métaux lourds (DEAN et SUESS, 1985; POLAN, 1990).

Le SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL (1991) rapporte toutefois des études qui ont démontré que lors du compostage des déchets verts ou des boues de stations d'épuration, les traces des métaux lourds augmentaient avec le temps. Ce fait s'explique selon les auteurs par la perte de poids de la matière organique qui est dégradée progressivement. L'étude de WAGNER et al (1990) a démontré également que les concentrations de certains métaux, soit le cadmium, le chrome, le plomb et le zinc, augmentaient au cours du compostage de boues de stations d'épuration, et que les teneurs en cuivre et en nickel diminuaient.

Le SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL (1991) mentionne que le compost brut est caractérisé par des teneurs en métaux lourds plus élevées comparativement à celles d'un compost qui a subi une phase de maturation. Ce fait correspond aux résultats obtenus par CANARUTTO et al. (1991), lesquels mentionnent qu'il est possible, lorsque le compostage est bien contrôlé, d'obtenir un compost ayant de faibles teneurs en métaux lourds biodisponibles (cuivre, cadmium, zinc, nickel, plomb et chrome) après la phase de maturation. La maturation d'un compost, faite correctement, permet une production accrue d'acides humiques et fulviques. Ces acides jouent un rôle d'agents complexants pour les métaux. Une très grande quantité des métaux lourds sera alors complexée par les acides humiques et fulviques, ce qui diminuera par le fait même la solubilité et la mobilité des métaux dans le sol. En conséquence, les métaux entreraient difficilement dans les processus d'absorption et de nutrition des végétaux et, présenteraient ainsi moins de risques pour la santé publique ((DEAN et SUESS, 1985; CANARUTTO et al. 1991; SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991). Toutefois, aucune étude n'a démontré que les métaux complexés ne seront pas éventuellement biodisponibles.

La quantité d'un métal absorbé par une plante dépend de plusieurs facteurs allant de la forme chimique de ce métal aux conditions physico-chimiques et biologiques d'un sol. Les plantes poussant sur des sols caractérisés par de faibles teneurs en oxygène et un fort potentiel d'oxydo-réduction démontrent un taux plus élevé d'absorption de métaux (CURTIS et al.t 1991) suite à une plus grande solubilité et mobilité de ces derniers (ENVIRONNEMENT CANADA et al 1985).

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3.1.3 Présence de microorganismes pathogènes

L'élimination des copeaux de bois comme agent structurant, source importante du champignon Aspergillus fumigatus, favoriserait une diminution du nombre total de microorganismes pathogènes susceptibles de provoquer des maladies chez les humains. À la place des copeaux de bois, il serait préférable d'utiliser du compost mature comme agent structurant (FINSTEIN et al., 1987) lors du compostage de feuilles ou de boues. Il est toutefois déconseillé d'avoir recours à ce substitut comme agent structurant pour composter l'herbe car le compost final serait trop riche en azote (Direction de la récupération et du recyclage, MENVIQ, Communication personnelle, octobre.1992)....

Selon KAWATA et al (1977), PEREIRA NETO et al (1987) et STRAUCH (1987), le compostage en piles statiques en aération forcée s'avère plus efficace pour l'élimination des microorganismes que celui en piles aérées naturellement. Ceci s'explique par le fait que les couches extérieures des piles aérées naturellement, étant à des températures plus basses, favorisent la croissance des microorganismes. De plus, il y a possibilité de recontaminer toute la pile lors des retournements.

La destruction des microorganismes pathogènes ne sera efficace que si toute la masse est exposée à des températures létales. Pour ce faire, il est nécessaire d'éviter les poches humides lors du mélange du compost.

Le compostage en piles aérées naturellement et en piles statiques en aération forcée ainsi que par le bioréacteur sont reconnus comme étant des procédés capables de réduire significativement les microorganismes pathogènes si les conditions suivantes sont respectées:

• le maintien à 40°C durant au moins 5 jours consécutifs, et une température supérieure à 55°C pendant 4 heures durant cette période (STRAUCH, 1987; EPA, 1989; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989);

Les procédés de compostage sont de plus jugés aptes à réduire davantage les microorganismes pathogènes si:

• une température supérieure à 55°C est maintenue durant au moins 3 jours pour le compostage en piles statiques en aération forcée (EPA, 1985; HUSSONG et al 1985;

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FINSTEIN et ai, 1987; PEIRERA NETO et al., 1987; STENTIFORD, 1987; EPA, 1989; MENVIQ, 1991);

• une température supérieure à 55°C est atteinte durant un minimum de 15 jours. Durant cette période, un retournement est effectué au moins 5 fois, pour le compostage en piles aérées naturellement (EPA, 1985; EPA, 1989).

Concernant les bioréacteurs, la température doit se situer entre 65 et 70°C; celle-ci ne doit pas être atteinte avant 48 heures afin de ne pas tuer immédiatement les microorganismes pour assurer un certain degré de décomposition de là matière-organique. .Si la température optimale n'a pas été atteinte, il faut alors que ces matières putrescibles soient remises en petites quantités dans le réacteur avec de nouvelles matières à composter, ou bien storées en piles pour 3 semaines avec au moins un retournement afin de poursuivre tranquillement une décomposition des matières organiques et de favoriser la destruction des microorganismes (STRAUCH, 1987).

Peu importe le procédé de compostage utilisé, le compost doit ensuite être mis en tas pour sa maturation. Cette dernière étape nécessite 3 semaines ou plus (STRAUCH, 1987).

L'utilisation d'indicateurs de la présence d'organismes pathogènes dans le compost permettrait de mieux connaître les risques pour la santé avant d'utiliser le compost (BOUTIN et MOLINE, 1987; PEREIRA NETO et al., 1987). Cependant, il n'existe pas encore de procédures standards d'échantillonnage et d'analyses qui permettraient d'évaluer de façon certaine la qualité d'un compost.

Les streptocoques fécaux et les entérobactéries (Escherichia coli et Salmonella) apparaissent comme de bons indicateurs pour PEREIRA NETO et al. (1987). Quant à STRAUCH (1987), il mentionne que les streptocoques fécaux s'avèrent les indicateurs les plus judicieux à utiliser pour s'assurer de l'absence des organismes pathogènes, car ces derniers s'avèrent très résistants. STRAUCH (1987) suggère également d'utiliser les oeufs du ver Ascaris suum.

STRAUCH (1987) émet trois recommandations concernant le compost destiné aux consommateurs :

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• il ne doit pas contenir plus de 500 entérobactéries et 5000 streptocoques fécaux par gramme;

• il ne doit pas y avoir de Salmonella dans 100 grammes; • il ne doit y avoir aucun oeuf vivant de parasites.

MALOOF (1988) propose une nouvelle technique qui éliminerait tous les microorganismes pathogènes encore présents dans le compost de déchets domestiques ou de boues de stations d'épuration. Il s'agit du traitement aux électrons dont le niveau de radiations suggéré est de l'ordre de 400 krads. Cette dose, équivalente à 4 kGy (Gray), est inférieure à la dose moyenne de 10 kGy recommandée comme sécuritaire pour les aliments de consommation humaine par l'Organisation Mondiale de la Santé (1981 et 1988). Le principe de cette technique repose sur la propulsion des électrons d'un accélérateur, leur permettant ainsi de pénétrer dans une matière liquide, semi-liquide ou solide. Ils détruisent alors les microorganismes. Cette technique s'avère efficace et économique. En 1988, il en coûtait environ 20 $ US par tonne sèche de compost. Selon l'auteur, le compost final est exempt de tout microorganisme et résiste à une recontamination par ces derniers.

3.2 Nuisances pour la santé publique lors du compostage

3.2.1 Lixiviats, condensate et précipitations

Concernant les rejets liquides d'un tas de compost, les lixiviats (liquides drainés de la masse à composter) et les écoulements dus aux condensats (humidité de l'air pénétrant dans la masse qui se condense puis s'écoule) et aux précipitations (eaux drainant la surface du tas de compost) peuvent contenir des microorganismes pathogènes, des métaux et des composés organiques toxiques (KRAMER et aZ., 1989; SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991). De plus, ces eaux peuvent présenter des problèmes d'odeurs surtout si elles sont stagnantes. Il faut donc prévoir un système permettant de recueillir les liquides et les acheminer vers un bassin de traitement sur place ou vers une station d'épuration privée ou municipale. Ils seront alors traités selon leur charge polluante (COUTURE, 1988; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989).

Au cours du compostage, les volumes de lixiviat produits sont similaires à ceux du condensât, soit de 38 à 114 litres par tonne métrique de boues par jour, tandis que les

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écoulements dus aux précipitations à la surface des tas s'avèrent minimes (EPA, 1985); Cependant, au Québec, où le taux de précipitation est élevé comparativement à celui de l'ouest américain, les eaux de précipitation occasionnent parfois des problèmes sérieux (Direction de la récupération et du recyclage, MENVTQ, Communication personnelle, mars 1992).

L'article 30 du Règlement sur les déchets solides (Q-2, r.14) de la Loi sur la qualité de l'environnement émet quelques normes concernant les eaux de lixiviation provenant d'un lieu d'enfouissement sanitaire. Cet article doit être utilisé également pour le compostage (Annexe 1).

3.2.2 Poussières

Selon les conditions d'humidité, les poussières présentes à une aire de compostage peuvent devenir un problème majeur particulièrement si le climat est aride ou semi-aride. Pour les endroits où le degré d'humidité est moyen ou élevé, la poussière n'est généralement pas un problème sérieux (COUTURE, 1988).

La poussière, contenant des spores de microorganismes pathogènes, provient principalement de la circulation des véhicules sur le lieu de compostage et des opérations de tamisage. L'application de mesures adéquates de contrôle lors de ces opérations devient alors très importante (BOUTIN et MOLINE, 1987; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989).

Il est possible de suggérer quelques mesures préventives à la formation de poussières:

• Humidifier les routes du lieu de compostage permet de réduire la quantité de poussières mises en suspension par les véhicules (MILLNER et ai, 1977; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989).

• Munir l'avant et l'arrière des véhicules de filtres à poussières (EPSTEIN et EPSTEIN, 1989).

• Capter les poussières émises dans les bâtiments par un système de ventilation situé le plus près possible de la source afin de prévenir leur dispersion (STEWART, 1974; LACEY et CROOK, 1988; EPSTEIN et EPSTEIN, 1989).

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• Augmenter le degré d'humidité dans la pile de compost en l'arrosant (COUTURE, 1988).

• Mettre en grain le compost avant le séchage afin de favoriser la formation de particules plus grosses et plus lourdes (COUTURE, 1988).

• Utiliser la méthode du compostage en aération forcée afin de diminuer la libération de poussières. En réduisant le nombre de retournements, cette méthode permet de minimiser indirectement l'émission de poussières (COUTURE, 1988).

• Faire porter par chacun des travailleurs des masques anti-poussières jetables de qualité suffisante pour empêcher les spores de champignons pathogènes et les fines particules organiques de pénétrer dans les voies respiratoires (STEWART, 1974; BOUTIN et MOLINE, 1987; LACEY et CROOK, 1988). Les masques peuvent filtrer les fines particules organiques ayant un diamètre supérieur à 1 |im (LACEY et CROOK, 1988). Ils sont cependant peu tolérés par les travailleurs et plus particulièrement au moment où ils sont le plus nécessaire, c'est-à-dire lors des périodes de grande chaleur (STEWART, 1974).

3.2.3 Odeurs

Généralement, les odeurs sont le résultat de la libération de substances très volatiles. Dans un tas de compost, ces dernières sont libérées lors de l'apparition de conditions anaérobies. En principe, si le compostage est bien effectué, ces conditions ne devraient pas se produire (MENVIQ, 1991; SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991).

Selon 1T3PA (1985), 83 % des odeurs sont produites entre les étapes de retournements des piles et 17 % au moment ou immédiatement après un retournement. Les odeurs les plus intenses apparaissent lors de la phase initiale du cycle de compostage. Après 10 à 12 jours, l'émission des odeurs de surface diminue rapidement pour se maintenir à un niveau constant (EPSTEIN et EPSTEIN, 1989).

COUTURE (1988) rapporte que le taux d'émission d'odeurs semble être fonction de la température de surface des andains. Dans un mode d'aération forcée en pression positive, la température de surface a tendance à être plus élevée puisque la chaleur du centre des

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andains irradie vers la surface avec l'aide du mouvement de l'air. Les odeurs augmentent proportionnellement avec l'élévation de la température de surface. En mode d'aération en pression négative, les odeurs sont canalisées et captées par le système de ventilation.

La dimension des andains peut également créer des problèmes d'odeur. Un tas trop large ou de forme inadéquate favorisent la libération d'odeurs en créant des conditions anaérobies à l'intérieur des andains (COUTURE, 1988).

Les odeurs peuvent également être générées par l'excès de lixiviats en raison d'une mauvaise préparation du terrain. Pour corriger la situation, il s'agit de niveler le terrain en créant une légère pente à la surface (environ 2 %). Cette pente permet de diriger les eaux vers un système de traitement des lixiviats (COUTURE, 1988).

Les bioréacteurs offrent un meilleur contrôle des émissions d'odeurs que les autres méthodes puisqu'ils les emprisonnent à l'intérieur des réacteurs (STENTIFORD, 1987).

Le contrôle des odeurs est le problème présentant le plus de difficultés techniques, mais il est possible de le minimiser.

Une mesure relativement simple pour limiter la dispersion des odeurs consiste à l'installation de brise-vents autour de l'aire de compostage (SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991).

Selon l'EPA (1985), l'utilisation d'agents filtrants peut diminuer jusqu'à 90 % les odeurs. Ces agents sont, entre autres, l'eau, le permanganate et le charbon activé. Ce dernier agent démontre la meilleure efficacité. Une combinaison de ces composés peut permettre de réduire les odeurs jusqu'à 95 %. Toutefois, les coûts d'un tel procédé peuvent s'avérer très élevés (COUTURE, 1988).

Une autre méthode pour réduire les odeurs consiste à ajouter une couche de compost mature à la surface des tas. Cette couche sert de filtre. D est aussi possible d'ajouter une certaine quantité de compost mature à la sortie des ventilateurs. Cette disposition permet un contrôle efficace des odeurs produites par le processus de compostage (COUTURE, 1988; SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991).

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L'herbe coupée est reconnue comme étant une substance pouvant dégager des odeurs nauséabondes lors du compostage. Elle ne peut donc être compostée seule. L'ajout de feuilles avec l'herbe coupée dans un rapport 3:1 s'avère une bonne combinaison pour diminuer la libération d'odeurs (Direction de la récupération et du recyclage, MENVIQ, Communication personnelle, octobre 1992).

Selon le MENVIQ (1991), certaines techniques de contrôle des odeurs, tel l'ajout de chaux, n'ont pas réussi à enrayer le problème. Toujours selon le MENVIQ (1991), il faut prévoir, lors de la sélection de l'emplacement du lieu de compostage, des distances importantes entre les installations du compostage et les zones résidentielles pour rendre les odeurs imperceptibles en tout temps.

3.2.4 Localisation du lieu de compostage

Face aux nuisances potentielles citées précédemment, le choix du lieu de compostage est une décision extrêmement importante.

La proximité des quartiers résidentiels est à examiner de près. Une distance minimale entre les zones résidentielles et le lieu de compostage devrait être déterminée afin de diminuer les risques de contracter des maladies pulmonaires (MILLNER et al, 1977; KRAMER et al, 1989) et de rendre les odeurs nauséabondes imperceptibles en tout temps (MENVIQ, 1991).

Pour faire ce choix, il faut considérer plusieurs facteurs:

• Le Règlement sur les déchets solides (Q-2, r.14) de la Loi sur la qualité de l'environnement émet quelques normes concernant, entre autres, la localisation du lieu de compostage (Annexe 1).

• La direction et la fréquence des vents dominants, lesquels peuvent transporter les spores des microorganismes vers les régions avoisinantes (KRAMER et al, 1989);

• La pente du terrain; une pente douce fournit des avantages en prévenant la rétention des eaux de pluie et de lixiviation sans créer des problèmes d'érosion qui pourraient s'observer sur des terrains à forte pente (SERRENER CONSULTATION INC., 1989).

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Les conditions hydrogéologiques jouent également un rôle important dans la sélection d'un lieu pour les activités du compostage. Un sol compact et imperméable permet de recueillir les liquides dans le but de les traiter en plus de faciliter l'accès et l'opération des machineries (SERRENER CONSULTATION INC.,1989; MENVIQ, 1991). Il est préférable que la nappe phréatique soit à une profondeur d'au moins 1,5 m (SERRENER CONSULTATION INC.,1989).

4. CRITÈRES DE QUALITÉ D'UN COMPOST

Ce chapitre décrit les critères de qualité d'un compost qui font en sorte qu'il respecte l'environnement tout en minimisant les risques pour la santé publique.

Le compostage, bien qu'il permette le traitement et la valorisation, èntré autres, des déchets verts domestiques et des boues de stations d'épuration, peut cependant être lui-même une source de pollution. Cette pollution peut être prévenue et contrôlée par l'entrepreneur du lieu de compostage en suivant une méthode de compostage adéquate et en effectuant un suivi environnemental pertinent.

Dans le contexte québécois, cette méthode de gestion des déchets putrescibles est pratiquée depuis seulement quelques années à l'échelle industrielle. C'est la principale raison qui explique le peu de normes actuellement définies pour les activités reliées aux lieux de compostage.

Le Règlement sur les déchets solides (Q-2, r.14) de la Loi sur la qualité de l'environnement émet quelques normes concernant, entre autres, la localisation du lieu de compostage. Tous les articles traitant du compostage dans ce règlement figurent à l'Annexe 1. Il faut noter que plusieurs articles sont utilisés pour réglementer le compostage même s'ils ont d'abord été rédigés pour d'autres fins tels l'enfouissement sanitaire (articles 23, 26, 27, 28, 30, 31, 40, 54 et 57), l'incinération (article 65) et la récupération (article 77) des déchets solides. Cependant, comme ces articles n'encadrent pas toutes les activités de compostage, c'est la prérogative de l'article 20 de la Loi qui est appliquée lorsqu'un promoteur désire établir une aire de compostage. Ces articles guident les promoteurs dans leurs démarches en vue d'obtenir un certificat de conformité émis par le ministère de l'Environnement du Québec.

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La santé et la sécurité des travailleurs des aires de compostage et des communautés avoisinantes de ces aires font partie intégrante de l'article 20 de Loi sur la qualité de l'environnement. Cet article comporte trois volets traitant de la prohibition de contaminer l'environnement ou de le polluer; l'un des trois volets se lit comme suit:

...est susceptible de porter atteinte à la vie, à la santé, à la sécurité, au bien-être ou au confort de l'être humain, de causer du dommage ou de porter autrement préjudice à la qualité du sol, à la végétation, à la faune ou aux biens.

La Loi sur la santé et la sécurité du travail (L.Q.R., c. S-2.1) a pour objet l'élimination à la source même des dangers pour la santé, la sécurité et l'intégrité physique des travailleurs. Dans cette loi, l'article 51 décrit les différentes obligations de l'employeur. Deux de ces obligations consistent à:

Utiliser les méthodes et techniques visant à identifier, contrôler et éliminer les risques pouvant affecter la santé et la sécurité du travailleur.

S'assurer que l'émission d'un contaminant ou l'utilisation d'une matière dangereuse ne porte atteinte à la santé ou à la sécurité de quiconque sur un lieu de travail.

Le Règlement sur la qualité du milieu de travail (c. S-2.1, r.15) de la Loi sur la santé et la sécurité du travail (L.Q.R., c. S-2.1) a pour objet selon l'article 2:

De régir la présence des poussières, gaz, fumées, vapeurs et brouillards, l'éclairage, la température, l'humidité, les contraintes thermiques, le bruit, les installations sanitaires, la ventilation, l'hygiène, la salubrité et la propreté dans les établissements en vue d'assurer la qualité du milieu de travail et protéger la vie et la santé des travailleurs.

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L'article 11 d» Itofflammt sur la Qualité du milieu de travail (c. S-2.1, r.15) stipule que:

...l'exploitant d'un établissement qui emploie 50 travailleurs ou plus et où la concentration de gaz, poussières, fumées, vapeurs ou brouillards excède ou est susceptible d'excéder les normes prévues à l'annexe A à un poste de travail doit mesurer au moins une fois l'an, au niveau de la zone respiratoire des travailleurs, la concentration de ces gaz, poussières, fumées, vapeurs ou brouillards émis dans le milieu de travail concerné...

Il n'existe cependant aucune norme spécifique concernant la qualité d'un compost (teneurs en métaux lourds, en composés organiques toxiques et en microorganismes pathogènes) qui pourrait assurer la protection des utilisateurs du compost, c'est-à-dire les consommateurs directs et indirects de ce produit. Il y a certains critères d'appréciation qui permettent néanmoins d'évaluer le degré de maturité d'un compost, mais aucune méthode rigoureuse et normalisée n'a été développée. Le Tableau 6 énumère ces critères. Actuellement, les critères physiques sont les plus utilisés sur le terrain. Ils sont cependant très subjectifs; ils devraient donc être complétés par des critères plus élaborés, de nature chimique, biologique et agronomique (SOLID WASTE COMPOSTING COUNCIL, 1991). Le MENVIQ et le MAPAQ (1991) ont rédigé un guide décrivant les bonnes pratiques de la valorisation des boues de stations d'épuration municipales afin de produire un compost qui soit sécuritaire pour l'environnement et, conséquemment, pour la santé en ce qui concerne les teneurs en métaux lourds et en organochlorés.

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Tableau 6. Critères d'appréciation de la maturité des composts.

CRITÈRES MÉTHODES D'ESTIMATION

PHYSIQUES - Odeur; - Couleur; - Masse volumique; - Porosité; - Température.

CHIMIQUES - Matières organiques décomposables; - Rapport C:N; - rHetpH; - DCO; - Amidon; - Nitrates et ammoniaque; - Sulfures; - Chromatographic (E.A.WA.G.1974); - Colorimétrie.

BIOLOGIQUES - Respirométrie et consommation d'oxygène; - Production de CO2; - Auto échauffement; - Activité enzymatique; - Dosage de Y ATP.

AGRONOMIQUES - Essais en plein champ; - Tests de phytotoxicité en vases de végétation

(Maïs-haricots); - Tests de germination (Lepidium sativum L.)

(Orge-haricots); - Tests de croissance des racines

(Tabac, orge, blé et laitue).

Source: COUTURE (1988).

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En juillet 1990, Environnement Canada a émis une directive, présentée sous forme d'un document de travail (PCE-23-90), concernant, entre autres, les exigences générales et particulières quant à la qualité d'un compost prêt à être utilisé. Pour recevoir l'Ëco-Logo, c'est-à-dire une approbation émise par Environnement Canada approuvant le procédé de compostage ainsi que la qualité du produit, le compost doit satisfaire aux exigences particulières suivantes:

• avoir été exposé à des températures supérieures à 55°C pendant 3 jours consécutifs; • avoir un pH entre 5,0 et 8,0; • comporter un minimum de 30 % (du poids.sec) .de. matière organique; • contenir un maximum de 50 % d'eau; • avoir un ratio d'absorption de sodium inférieur à 5; • être composé de particules ayant des dimensions maximales de 13 mm; • ne pas contenir de métal, de plastique ni de verre visible à l'oeil; • ne pas renfermer de quantités détectables de TOX (quantité totale des composés

organiques halogénés); • ne pas dépasser les valeurs suivantes en métaux lourds:

mg/kg poids sec

Arsenic (As) 13,0 Cadmium (Cd) 2,6 Chrome (Cr) 210,0 Cobalt (Co) 26,0 Cuivre (Cu) 128,0 Mercure (Hg) 0,83 Molybdène (Mo) 7,0 Nickel (Ni) 32,0 Plomb (Pb) 83,0 Sélénium (Se) 2,6 Zinc (Zn) 315,0

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Dans les guides sur'la valorisation des boues de stations d'épuration en milieux sylvicole et agricole, il est question des teneurs limites souhaitables et maximales en métaux que les boues ne devraient pas dépasser pour être utilisables (MENVIQ et MAPAQ, 1991; MENVIQ, et aZ., 1991).

Les teneurs limites souhaitables constituent une limite qu'il serait souhaitable de ne pas dépasser, selon les connaissances actuelles. Cependant, dans le cas des boues dépassant ces valeurs, l'application des teneurs limites maximales, dont les valeurs sont supérieures aux premières, nécessite de suivre l'évolution des métaux dans-les sols avant et après l'application des boues.

Ces teneurs limites sont présentées au Tableau 7 à titre d'information afin de nous donner un aperçu de ce que pourraient être celles des boues compostées si elles étaient destinées aux mêmes applications. Ces auteurs mentionnent que si la concentration d'un seul métal est supérieure aux teneurs limites maximales alors, les boues ne sont pas aptes à aucune valorisation.

Tableau 7. Teneurs limites en métaux dans les boues aptes à la valorisation agricole ou sylvicole.

Métaux Limite souhaitable Limite maximale (mg/kg matière sèche) (mg/kg matière sèche)

As 15 30 B 100 200 Cd 10 15 Co 50 100 Cr 500 1000 Cu 600 1000 Hg 5 10 Mn 1500 3000 Mo 20 25 Ni 100 180 Pb 300 500 Se 14 25 Zn 1750 2500

Sources: MENVIQ et MAPAQ (1991); MENVIQ et al (1991).

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Le Tableau 8 permet de comparer les différentes concentrations maximales en métaux lourds permises dans le compost selon différents pays. Selon ces données, le Canadian Standards Association (CSA) et les Pays-Bas semblent les plus sévères.

Tableau 8. Lignes directrices et standards pour les teneurs en métaux lourds et en microorganismes pathogènes dans le compost de différents pays.

PARAMÈTRES UNITÉS CSA* FRANCE AUTRICHE MINNESOTA

États-Unis

PAYS-BAS SUISSE

pH 5-8

% <50 _

%'ST ;

Solides % <30 - • •

TKN Uff/ff

Ammoniaque M&fe

Axeenie Mg'g 13 m

Cadmium WPfc 2,6 8 1-6 10 1.5 3

Chrome MB/P 210 50-100 1000 100 150

Cobalt nete 26 . „ . .

Cuivre Mfi/R 128 600 100-1000 500 50 160

Plomb Wt/ft 83 8 200-900 500 150 150

Mercure Wïfc 0,83 . 1-4 5 1.5 3

Molybdène uste 7 200 . . . .

Nickel Wïte 32 30-200 100 50 50

Sélénium Wïfe 2,6

Zinc W f̂f 315 1000 1000 250 500 Coli formes

fécaux #/g - • * - •

Streptocoques totaux

9/g - - - - - •

* CSA: Canadian Standards Association. - : Données non disponibles.

Source: Jack Pos & Associates Ltd. (1991).

CONCLUSION

Les études relatives aux risques encourus par les travailleurs d'un lieu de compostage sont plus nombreuses et plus complètes que celles traitant des risques associés à l'utilisation d'un compost provenant des boues de stations d'épuration ou des déchets verts domestiques. Par ailleurs, les risques different selon les groupes d'individus: les travailleurs, les gens qui habitent à proximité d'une aire de compostage, les consommateurs directs du compost (ex.: les agriculteurs, les horticulteurs, les pépiniéristes) et les consommateurs d'aliments qui ont été en contact direct avec un compost* -

Plusieurs auteurs affirment cependant des faits contradictoires. Néanmoins, il est possible de dire qu'en général, le niveau de risques pour la santé publique est fonction de la présence des espèces microbiennes pathogènes, de la nature et de la concentration des métaux lourds et des composés organiques toxiques dans le compost. Lors de la manipulation ou de l'utilisation du compost, les problèmes potentiels de santé sont de nature allergique, infectieuse ou toxique chez l'humain. Les réactions allergiques ou infectieuses sont associées aux microorganismes pathogènes, lesquels peuvent provoquer des effets à court terme. Quant aux problèmes de nature toxique, ils s'identifient à la présence des métaux lourds ou des composés organiques toxiques, lesquels peuvent causer des effets à long terme chez les humains.

Lors du compostage, plusieurs auteurs mentionnent l'importance d'effectuer un suivi rigoureux des paramètres qui influencent la qualité d'un compost (température, humidité, oxygène, etc.) car s'ils ont bien été contrôlés, les teneurs en microorganismes pathogènes et en composés organiques toxiques seront réduites. La phase de maturation d'un compost est également un facteur important à surveiller puisque cette dernière étape tend à favoriser une diminution des concentrations en métaux lourds biodisponibles.

Les connaissances relatives au cheminement conduisant à la contamination de l'humain par les métaux lourds et les composés organiques toxiques présents dans un compost demeurent incomplètes. En premier lieu, dans le but d'améliorer la qualité d'un sol, les déchets verts ou les boues compostés sont d'abord épandus sur un sol normalement couvert de végétation. Puis, les végétaux, via leur système racinaire, assimilent lentement les nutriments essentiels à leur croissance, mais également les métaux lourds et les composés organiques

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toxiques présents dans le compost. La contamination des animaux peut être due à une absorption directe des contaminants à partir du compost épandu sur un sol. Le broutage de végétaux contaminés par les herbivores représente également une autre voie de contamination. Chez l'humain, les contaminants biologiques et chimiques peuvent pénétrer dans l'organisme par trois voies différentes: cutanée, digestive et respiratoire. Les personnes travaillant à une aire de compostage et les gens qui entrent en contact direct avec le compost (ex.: agriculteurs, pépiniéristes, horticulteurs) sont les plus exposés via les voies cutanée et respiratoire. Tous les gens qui consomment des aliments, végétaux ou animaux (incluant viandes et produits laitiers) ayant été en contact avec un compost contaminé, peuvent également être exposés aux microorganismes-pathogènes, aux métaux lourds et aux composés organiques toxiques. Il s'agit là du groupe des consommateurs indirects du compost. Par ailleurs, il peut se produire un effet de bioaccumulation pour certains métaux lourds et composés organiques toxiques. Chez les humains, l'accumulation des composés organiques toxiques et des métaux lourds (mercure, cadmium et plomb) s'explique par leur grande affinité pour certains organes (reins, foie, etc.). Parmi le groupe des consommateurs directs ou indirects du compost, les enfants, la femme enceinte et son foetus seraient les plus à risque.

Les études épidémiologiques appuient l'hypothèse que le risque pour la santé associé aux microorganismes pathogènes lors de la manipulation et de l'utilisation du compost est faible (CARRINGTON, 1978; PASSMAN, 1979; BLOCK, 1986; BOUTIN et MOLINE, 1987; GOLDSTEIN et ai, 1988). Selon BLOCK (1986), ces études comportent malheureusement quelques points faibles, incluant la petite taille des populations étudiées et la difficulté à trouver des groupes témoins adéquats. Selon BLOCK (1986), le facteur déterminant dans la contamination s'explique par le manque de protection: des vêtements inadéquats pour ce genre de travail, le fait de ne pas se laver les mains ou de ne pas porter un masque anti-poussières, etc. Ainsi, des mesures d'hygiène appropriées auraient probablement permis d'éliminer les quelques cas de contamination humaine en milieu de travail.

Les risques d'infections provoquées par les microorganismes pathogènes pour les travailleurs des aires de compostage, les communautés avoisinantes de ces aires et les consommateurs directs ou indirects du compost sont peu élevés. L'infection se transmet principalement par des mains contaminées par les boues et portées à la bouche, par des éclaboussures au visage ou par des spores aéroportées de champignons microscopiques. Les infections tendent à augmenter chez les individus travaillant à

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une aire de compostage et faisant usage d'antibiotiques, d'immunosuppresseurs, de drogues cytotoxiques et de corticostéroïdes. Par ailleurs, les individus asthmatiques réagissent immédiatement à l'antigène de Aspergillus fumigatus.

La présence de métaux lourds et de composés organiques toxiques peut créer un obstacle majeur à l'utilisation du compost. Les risques pour la santé associés à ces produits chimiques dépendent de leurs caractéristiques toxicologiques, du degré d'exposition à ces substances, de leurs concentrations au niveau des organes et de la sensibilité individuelle. Ainsi, les effets sur la santé reliés à l'exposition à ces produits chimiques sont difficiles à évaluer en raison de la multitude de variables qui entrent en jeu (biologiques, physiopathologiques, environnementales, etc.). C'est d'autant plus vrai que la composition et la toxicité de plusieurs composés organiques, tels les pesticides, sont encore peu connues. L'utilisation des boues de stations d'épuration de régions très industrialisées peut être à proscrire si elles contiennent de fortes teneurs en métaux lourds et en composés organiques toxiques. Dans le cas contraire, les déchets verts domestiques et les boues de stations d'épuration de zones peu industrialisées pourraient être utilisés. Il faut mentionner qu'il existe Tin risque particulier par rapport au plomb contenu dans le compost de déchets verts ou de boues puisqu'on y est déjà exposé via de nombreuses autres sources. C'est également le cas pour certains autres contaminants (ex.: le nickel, le cadmium, les composés organiques toxiques). C'est pourquoi, il faudrait assurer un suivi rigoureux de la qualité du compost par des analyses physico-chimiques et biologiques régulières.

Il faut noter qu'à l'occasion, certaines grandes industries traitent leurs eaux usées elles-mêmes en raison de leur volume important et de leurs teneurs élevées en contaminants. Ainsi, les boues obtenues des stations d'épuration des municipalités, ayant sur leur territoire ces industries, devraient, en principe, être moins contaminées.

Concernant les rejets liquides d'un tas de compost, les lixiviats (liquides drainés de la masse à composter) et les écoulements dus aux condensats (humidité de l'air pénétrant «fans la masse qui se condense puis s'écoule) et aux précipitations (eaux drainant la surface du tas de compost) peuvent contenir des microorganismes pathogènes, des métaux et des composés organiques toxiques. De plus, ces eaux peuvent présenter des problèmes d'odeurs surtout si elles sont stagnantes. Il faut donc prévoir un système permettant de recueillir les liquides et les acheminer vers un bassin de

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traitement sur place ou vers une station d'épuration privée ou municipale. Us seront alors traités selon leur charge polluante.

Le risque de contaminer les eaux souterraines par les métaux, suite à l'épandage d'un compost, est minime. Ce fait s'explique par l'adsorption des métaux par des particules du sol. Le mouvement des métaux est en effet freiné par leur emprisonnement dans les espaces interstitiels du sol. La contamination des eaux de surface et souterraines par les lixiviats s'avérerait un problème mineur si toutes1 les activités du compostage se faisaient sur un sol compact et imperméable. H faudrait également que toutes les eaux soient récoltées et traitées.

Dans le cas du compostage de déchets verts domestiques et de boues de stations d'épuration, il est possible de formuler des recommandations générales. Celles-ci sont regroupées selon trois classes d'individus qui entrent en contact, d'une façon ou d'une autre, avec le compost de déchets verts domestiques ou de boues de stations d'épuration.

Gestionnaire d'une aire de compostage

• Respecter les normes de localisation prévue à cette fin pour une aire de compostage (voir le Règlement sur les déchets solides: L.Q.R, RR.Q., 1981, c.Q-2, r.14).

• Éviter de composter des boues provenant de régions très industrialisées en raison des fortes probabilités de retrouver des concentrations élevées en composés organiques toxiques et en métaux lourds.

• Éviter de composter des déchets verts domestiques qui ont été fraîchement traités aux pesticides. Pour ce faire, il faudrait déterminer les teneurs en composés organiques toxiques dans ces matières avant qu'elles ne soient compostées.

• S'assurer qu'à la sortie de la station d'épuration, les boues soient stables et caractérisées afin d'éviter de composter des boues riches en métaux lourds et en composés organiques toxiques.

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• Assurer un contrôle adéquat des eaux de lixiviation provenant des tas de compost (voir le Règlement sur les déchets solides) afin d'éviter toute contamination du milieu environnant.

• Voir à bien effectuer toutes les étapes du compostage incluant la phase de maturation pour s'assurer que le produit est stable.

• Établir un suivi rigoureux et régulier pour s'assurer que les teneurs en métaux lourds et en composés organiques toxiques correspondent à celles proposées dans le document dé travail (PCE-23-90) d'Environnement Canada, en raison de l'absence de normes québécoises. De plus, il faudrait que le compost soit exempt de miçroorganismes pathogènes.

• S'assurer de la qualité du compost par les divers critères d'appréciation (physiques, chimiques, biologiques et agronomiques) de sa maturité avant de le mettre sur le marché (voir Tableau 6, chapitre 4).

• S'assurer que le personnel porte l'équipement de protection opportun pour ce type de travail. La présence d'une douche serait souhaitable pour que les employé(e)s puissent éliminer au maximum toute trace de contamination par le compost.

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Personnel d'une aire de compostage

• Demander une expertise médicale si l'on désire travailler dans une aire de compostage et que l'on fait usage d'antibiotiques, d'immunosuppresseurs, de drogues cytotoxiques, de corticostéroïdes; ou si l'on est atteint d'allergies, d'asthme (ou autres problèmes pulmonaires) ou de diabète.

• Recevoir les vaccins indispensables à ce genre de travail (ex.: tétanos).

• Demander une expertise médicale pour les systèmes cutané, respiratoire supérieure (nez, gorge et oreilles), respiratoire inférieure (poumons) et digestif. Cet examen pourrait être fait périodiquement.

• Éviter tout contact direct avec les boues brutes (avant qu'elles ne soient compostées).

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• Porter des vêtements de travail adéquats (combinaison protectrice ou imperméable, gants imperméables, bottes de sécurité, casque de sécurité, lunettes de protection, masques anti-poussières jetables, etc.).

• Respecter des mesures simples d'hygiène tels le lavage des mains avant de fumer, boire ou manger, le choix d'un lieu pour dîner (autres que ceux destinés à la manipulation du compost), etc. Éviter de transporter de la nourriture dans les poches des vêtements de travail.

• Désinfecter toute blessure et la protéger par un pansement pour éviter de la contaminer suite à un contact avec le compost.

Consommateur direct (agriculteur, pépiniériste, paysagiste) et consommateur indirect (consommation d'aliments qui ont été en contact avec un compost)

• Éviter d'épandre du compost sur un sol caractérisé par un pH trop acide ou trop basique. Idéalement, il devrait se situer entre 6 et 8. S'assurer que le pH idéal soit maintenu en procédant à des analyses.

• Éviter l'épandage sur des terrains où le contact direct du compost avec la population peut être important. L'épandage pourrait cependant être fait dans les rocailles et les plates-bandes en indiquant bien les zones traitées.

• Assurer un suivi régulier de la qualité physico-chimique du sol destiné, entre autres, aux activités agricoles avant et après l'utilisation de compost.

• Bien laver les légumes pour éliminer la terre (incluant le compost) et la poussière; peler les légumes; éliminer les vieilles feuilles et celles qui sont en surface.

• Ne pas utiliser le compost de boues de stations d'épuration, malgré l'absence présumée d'organismes pathogènes, comme terreau de plantes ornementales destinées aux chambres de personnes malades.

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En principe» en se basant sur les études actuelles, l'utilisation d'un compost ne semble pas causer de problèmes majeurs si le procédé de compostage est fait de façon optimale, c'est-à-dire selon une méthodologie rigoureuse. Pour réduire les risques de contaminer les humains, il faudrait s'assurer également que la matière organique à composter ne soit pas contaminée par des métaux lourds et des composés organiques toxiques. Toutefois, en pratique, le compostage réalisé à grande échelle s'effectue rarement en conditions optimales. Il peut donc en résulter un compost de moindre qualité pouvant alors augmenter le risque pour la santé publique.

Le compostage est utilisé depuis peu dans différentes municipalités québécoises. Il mérite d'être exploré de près par les autorités municipales en raison notamment de la possibilité offerte par cette méthode de valoriser des déchets qui seraient autrement perdus. D reste encore plusieurs aspects à développer et à connaître avant que le compostage deviennent une tradition au Québec. La réglementation est également à définir afin d'assurer la qualité du produit, la protection de l'environnement et la sécurité des consommateurs directs ou indirects du compost et des travailleurs des lieux de compostage.

Selon POLAN et JONES (1992), les normes du Québec sont particulièrement sévères en ce qui a trait aux concentrations de métaux lourds permises dans les boues. Toutefois, les teneurs des métaux et des composés organiques toxiques dans un compost fait à partir de déchets verts domestiques ou de boues demeurent encore à préciser par le ministère de l'Environnement du Québec.

Étant donné que l'on connaît très peu les concentrations en métaux lourds et en composés organiques toxiques dans un compost fait à partir de déchets verts ou de boues, l'évaluation du risque à la santé s'avère donc problématique. Par ailleurs, les effets à long terme sur la santé des humains, suite à la manipulation et à l'utilisation de compost, demeurent inconnus. Il est donc impératif de trouver les ressources nécessaires à la caractérisation des composts québécois.

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ANNEXE 1

LOI SUR LA QUALITÉ DE L'ENVIRONNEMENT

Règlement sur les déchets solides (R.R.Q., 1981, c.Q-2, r.14) (Mis à jour le 31 juillet 1992)

SECTION IV - ENFOUISSEMENT SANITAIRE

23. Zonage et plaines de débordement: Il est interdit d'établir un lieu d'enfouissement sanitaire dans une plaine de débordement ou dans tout territoire zoné par l'autorité municipale pour fins résidentielles, commerciales ou mixtes (résidentielles-commerciales) et à moins de 150 mètres d'un tel territoire.

26. Distance de certains lieux: L'aire d'exploitation d'un lieu d'enfouissement sanitaire doit être située à plus de 150 mètres de tout parc municipal, terrain de golf, piste de ski alpin, base de plein air, plage publique, réserve écologique créée en vertu de la Loi sur les réserves écologiques (LQ.R.,c.R-26), parc au sens de la Loi sur les parcs (L.Q.R..C.P-9). parc au sens de la Loi sur les paTcs nationaux (S.R.C., 1970, c.N-13), mer, fleuve, rivière, ruisseau, étang, marécage ou batture.

27. Distance de certains immeubles: L'aire d'exploitation d'un lieu d'enfouissement sanitaire doit être située à plus de 200 mètres de toute habitation, institution d'enseignement, temple religieux, établissement de transformation de produits alimentaires, terrain de camping, restaurant ou établissement hôtelier détenteur d'un permis délivré en.vertu de la Loi sur l'hôtellerie (L.Q.R., c.H-3), colonie de vacances et établissement au sens de la Loi sur les services de santé et les services sociaux (LQ.R.,c.S-5).

28. Lacs: L'aire d'exploitation d'un lieu d'enfouissement sanitaire doit être située à plus de 300 mètres de tout lac.

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30. Eaux de lixiviation: L'exploitation d'un lieu d'enfouissement sanitaire ne doit pas rejeter dans le réseau hydrographique de surface ou dans un réseau d'égout pluvial, des eaux de lixiviation contenant des contaminants au-delà des nonnes prescrites ci-dessous:

a) composés phénoliques: 0,02 mg/1; b) cyanures totaux (exprimés en HCN): 0,1 mgfl; c) sulfures totaux (exprimés en HS): 2 mgft; d) cadmium (Cd): 0,1 mg/1; e) chrome (Cr): 0,5 mg/1; f) cuivre (Cu): 1 mg/1; g) nickel (Ni): 1 mg/1; h) zinc (Zn): 1 mg/1; i) plomb (Pb): 0,1 mg/1; j) mercure (Hg): 0,001 mg/1; k)fer(Fe): 17 mg/1; 1) chlorures (exprimés en Cl): 1500 mg/1; m) sulfates (exprimés en SO4): 1500 mgfl; n) huiles et graisses: 15 mg/1; 0) bactéries coliformes totales: 2400/100 ml; p) bactéries coliformes d'origine fécale: 200/100 ml; q) demande biochimique en oxygène 5 jours (DBO5): 40 mgfl; r) demande chimique en oxygène: 100 mg/1; s) odeurs: ne doivent causer aucun des effets visés au deuxième alinéa

in fine de l'article 20 de la Loi.

Les normes prévues aux paragraphes q et r du premier alinéa ne s'appliquent pas dans le cas où les eaux de lixiviation sont traitées dans un poste de traitement visés aux articles 31 et 31.1.[D.195-82, art.51

31. Postes de traitement des eaux: Tout poste de traitement des eaux de lixiviation doit être placé à plus de 50 mètres de toute voie publique, base en plein air, parc municipal, terrain de golf, piste de ski alpin, plage publique, réserve écologique créée en vertu de la Loi aur les réserves écologiques (LQ.R., c. R-26), parc au sens de la Loi sur les oarcs (L.Q.R., c. P-9) ou parc au sens de la Loi sur les parcs nationaux (S.R.C., 1970, c. N-13)*. (* Maintenant L.R.C. (1985), c. N-14.)

Tout étang ou bassin d'oxydation extérieur aéré mécaniquement et tout le champ d'aspersion superficielle doit être situé à plus de 200 mètres de toute habitation, institution d'enseignement, temple religieux, établissement de transformation de produits alimentaires, terrain de camping, restaurant ou établissement hôtelier détenteur d'un permis délivré en vertu de la Loi sur l'hôtellerie (LQ.R., c. H-3), colonie de vacances ou établissement au sens de la Loi sur les services de santé et les services sociaux (L.Q.R., c. S-5).

Dans le cas des autres étangs et bassins d'oxydation extérieurs, cette distance est portée à 500 mètres.

40. Affichage: Tout lieu d'enfouissement sanitaire doit être clairement identifié comme tel à l'entrée au moyen d'une affiche indiquant qu'il s'agit d'un lieu d'enfouissement sanitaire et mentionnant le nom et l'adresse du propriétaire ainsi que les heures d'ouverture du lieu d'enfouissement sanitaire.

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54. Déchets acceptables: L'exploitant d'un lieu d'enfouissement sanitaire ne peut y accepter que des déchets solides, des résidus non dangereux solides à 20°C provenant; d'une fabrique de pâtes et papiers ou d'une scierie, des boues pelletables non dangereuses et au plus 100 m 3 de terres et sables imbibés de moins de 5 % en poids d'hydrocarbures par période de 4 mois consécutifs. [D. 1003-85, art.2; D.585-92, art.3]

57. Brûlage: Il est interdit de brûler ou de tolérer le brûlage de déchets sur un lieu d'enfouissement sanitaire.

SECTION V - INCINÉRATION

65. Lieu d'élimination complémentaire: Les résidus de l'incinération des déchets solides doivent être éliminés dans un lieu d'enfouissement sanitaire visé dans la section IV. Il en est de même des déchets solides qui ne sont pas acceptés à l'incinérateur.

Avant d'être ainsi éliminés, les résidus d'incinération doivent être éteints et refroidis.

SECTION VI - RÉCUPÉRATION

77. Eaux usées: Les eaux de procédé, les eaux provenant de la fosse à déchets solides et les eaux provenant du lavage des planchers d'un bâtiment visé à l'article 70 sont soumises mutadis mutandis aux exigences énoncés aux articles 30 et 31.

SECTION v n - COMPOSTAGE

80. Normes de localisation: Toute usine de compostage de déchets solides doit être établie conformément aux normes de localisation prévues aux articles 23, 26, 27 et 28 sauf que la distance visée à l'article 27 est portée à 300 mètres.

81. Autres normes: Les articles 40, 54, 57, 65 et 77 s'appliquent mutadis mutandis aux usines de compostage.

82. Déchets acceptables: Outre ce qui est prévu à l'article 54, l'exploitant d'une usine de compostage peut également y recevoir des boues non pelletables et non dangereuses. [D. 1003-85, art.3].

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