Loi canadienne sur la protection de l’environnement …2.2.1.5 Utilisation provinciale et municipale de sels comme abat-poussière .....17 2.2.2 Résultats ... 2.2.2.2 Chlorure de

Environnement Environment Canada Canada

Santé Health Canada Canada

LISTE DES SUBSTANCES D’INTÉRÊT PRIORITAIRE

RAPPORT D’ÉVALUATION

Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999)

Sels de voirie

© Ministère des Travaux publics et des Services gouvernementaux Canada 2001

Données de catalogage avant publication (Canada)

Sels de voirie

(Liste des substances d’intérêt prioritaire)Publ. aussi en anglais sous le titre : Road salts.Publ. en collaboration avec Santé Canada.En tête du titre : Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999)Comprend des références bibliographiques.Publ. aussi sur l’Internet.ISBN 0-662-86219-8No de cat. En40-215/63F

1. Routes – Déneigement et déglaçage – Aspect de l’environnement – Canada.2. Sels – Toxicologie – Canada.3. Fondants chimiques – Canada.4. Environnement – Surveillance – Canada.I. Canada. Environnement Canada.II. Canada. Santé Canada.III. Coll.

TD196.S25R62 2001 363.738'4 C2001-980272-2

De plus amples renseignements peuvent être obtenus du site Web d’Environnement Canada à www.ec.gc.ca ou de l’Informathèque au 1 800 668-6767.

Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999)

LISTE DES SUBSTANCES D’INTÉRÊT PRIORITAIRE

RAPPORT D’ÉVALUATION

Sels de voirie

Environnement CanadaSanté Canada

2001

TABLE DES MATIÈRES

SYNOPSIS ..................................................................................................................1

1.0 INTRODUCTION ..............................................................................................7

2.0 RÉSUMÉ DE L’INFORMATION ESSENTIELLE À L’ÉVALUATION

DES SELS DE VOIRIE ......................................................................................11

2.1 Identité, propriétés, production et sources ........................................112.1.1 Caractérisation..................................................................................112.1.2 Propriétés physiques et chimiques ....................................................132.1.3 Production et utilisation....................................................................13

2.1.3.1 Chlorure de sodium ......................................................132.1.3.2 Chlorure de calcium ......................................................142.1.3.3 Mélange de chlorure de sodium et de chlorure

de calcium......................................................................142.1.3.4 Chlorure de magnésium ................................................142.1.3.5 Mélange de chlorure de sodium et de chlorure

de magnésium................................................................142.1.3.6 Chlorure de potassium ..................................................142.1.3.7 Saumures ......................................................................152.1.3.8 Ferrocyanure..................................................................15

2.1.4 Sources et rejets ................................................................................152.1.4.1 Sources naturelles..........................................................152.1.4.2 Sources anthropiques ....................................................16

2.2 Charges de sels de voirie ......................................................................162.2.1 Enquêtes ............................................................................................16

2.2.1.1 Provinces ......................................................................172.2.1.2 Administrations municipales et régionales ..................172.2.1.3 Données de l’industrie du sel ........................................172.2.1.4 Estimations municipales................................................172.2.1.5 Utilisation provinciale et municipale de sels

comme abat-poussière ..................................................172.2.2 Résultats ............................................................................................17

2.2.2.1 Chlorure de sodium ......................................................182.2.2.1.1 Taux d’épandage recommandés ................182.2.2.1.2 Charges ......................................................18

2.2.2.2 Chlorure de calcium ......................................................192.2.2.3 Charges totales de chlorure ..........................................192.2.2.4 Tendances historiques....................................................19

2.2.3 Fiabilité des données sur les charges ..............................................232.2.4 Sommaire ..........................................................................................23

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIE iii

2.3 Élimination de la neige ........................................................................242.3.1 Caractérisation de la neige usée ......................................................242.3.2 Volumes de neige dans les villes canadiennes ..................................252.3.3 Méthodes d’enlèvement et d’élimination de la neige ......................26

2.3.3.1 Méthodes sans enlèvement de la neige ........................262.3.3.2 Méthodes avec rejet dans les plans d’eau,

après traitement de l’eau de fonte ................................272.3.3.3 Méthodes de rejet dans les eaux de surface

sans traitement préalable ..............................................282.3.4 Méthodes d’élimination utilisées par les

municipalités canadiennes ................................................................282.3.5 Sommaire ..........................................................................................28

2.4 Entrepôts de sels ..................................................................................292.4.1 Nombre d’entrepôts de sels et quantités entreposées ......................292.4.2 Conception et gestion des entrepôts de sels ....................................302.4.3 Estimation des rejets provenant des entrepôts de sel ......................312.4.4 Concentrations de sels à différents points autour des entrepôts ......32

2.4.4.1 Concentrations en surface autour des entrepôts de sels ............................................................................32

2.4.4.2 Concentrations dans l’eau de puits des entrepôts de sels ............................................................................33

2.4.4.3 Concentrations dans les eaux souterraines defaible profondeur ..........................................................33

2.4.4.4 Concentrations dans le sol aux entrepôts de sels ..........332.4.5 Concentrations à l’extérieur des entrepôts de sels ..........................34

2.5 Devenir et pénétration dans l’environnement....................................352.5.1 Devenir et transport ..........................................................................36

2.5.1.1 Chlorure ........................................................................362.5.1.2 Sodium et potassium ....................................................362.5.1.3 Calcium..........................................................................362.5.1.4 Magnésium ....................................................................372.5.1.5 Ferrocyanure de sodium ................................................37

2.5.2 Voies de pénétration dans l’environnement ......................................372.5.2.1 Épandage sur les routes ................................................372.5.2.2 Lieux d’élimination de la neige ....................................392.5.2.3 Lieux d’entreposage des sels ........................................39

2.6 Concentrations de chlorure dans les eaux de surface au Canada....392.6.1 Carte des concentrations de chlorure dans les bassins versants

du Canada ........................................................................................402.6.2 Concentrations dans l’environnement : lacs et rivières ..................40

2.6.2.1 Région de l’Atlantique (Terre-Neuve,Nouvelle-Écosse, Nouveau-Brunswick et Île-du-Prince-Édouard)..................................................41

2.6.2.2 Région du centre (Ontario et Québec) ..........................43

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIEiv

2.6.2.3 Région des Prairies (Manitoba, Saskatchewan,Alberta)..........................................................................45

2.6.2.4 Région du Pacifique (Colombie-Britannique) ..............462.6.2.5 Yukon, Territoires du Nord-Ouest et Nunavut ..............47

2.6.3 Concentrations dans l’environnement : sédiments benthiques ........472.6.4 Concentrations dans l’environnement : terres humides ..................472.6.5 Concentrations dans l’environnement : lacs et étangs urbains........482.6.6 Concentrations de chlorure basées sur le bilan massique ..............49

2.6.6.1 Calcul des concentrations de chlorure dans les bassins versants provenant de l’utilisation des sels de voirie ........................................................................49

2.6.6.2 Calcul des concentrations de chlorure dans le ruissellement des routes ................................................51

2.6.7 Sommaire ..........................................................................................52

3.0 ÉVALUATION DU CARACTÈRE « TOXIQUE » AU SENS DE LA LCPE 1999......55

3.1 Évaluation en vertu des alinéas 64a) — Environnement et 64b) — Environnement essentiel pour la vie de la LCPE de 1999 ................55

3.2 Eaux souterraines ................................................................................553.2.1 Introduction ......................................................................................553.2.2 Principes reliés aux eaux souterraines ............................................56

3.2.2.1 Cycle de l’eau................................................................563.2.2.2 Écoulement à travers un sol non saturé et

alimentation de la nappe souterraine ............................563.2.2.3 Écoulement à travers un sol saturé et migration

des contaminants ..........................................................563.2.3 Effets des sels de voirie sur la qualité des eaux souterraines ..........57

3.2.3.1 Facteurs contrôlant la migration des sels de voirie ......573.2.3.2 Concentrations prévues de sels de voirie dans les

eaux souterraines ..........................................................573.2.3.3 Migration du panache et évaluation des effets ..............60

3.2.4 Études de cas ....................................................................................613.2.5 Conclusions ......................................................................................64

3.3 Écosystèmes aquatiques ......................................................................653.3.1 Méthode d’évaluation et d’établissement de la portée ....................653.3.2 Études en laboratoire ........................................................................66

3.3.2.1 Études sur la toxicité à court terme ou toxicité aiguë ..663.3.2.2 Toxicité chronique ........................................................71

3.3.3 Évaluation de la toxicité pour les écosystèmes aquatiques..............723.3.3.1 Caractérisation du risque selon le quotient ..................733.3.3.2 Évaluations de niveaux 1 et 2........................................74

3.3.3.2.1 Valeur estimée de l’exposition (VEE) ........743.3.3.2.2 Valeurs critiques de la toxicité (VCT) ......763.3.3.2.3 Conclusions pour les évaluations de

niveaux 1 et 2 ............................................76

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIE v

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIEvi

3.3.3.3 Évaluations de niveau 3 avec validation sur le terrain ..763.3.3.3.1 Étude de cas no 1 : Effets du ruissellement

des sels de voirie sur les ruisseaux,cours d’eau et petites rivières de régions urbaines densément peuplées ....................77

3.3.3.3.2 Étude de cas no 2 : Effets du ruissellement des sels de voirie sur les ruisseaux,cours d’eau et rivières de régions moins densément peuplées....................................80

3.3.3.3.3 Étude de cas no 3 : Effets du ruissellement des sels de voirie sur les étangs et les lacs en milieux urbains ..............................81

3.3.3.3.4 Étude de cas no 4 : Effets du ruissellement routier sur les lacs et étangs en milieux ruraux ........................................................83

3.3.3.3.5 Étude de cas no 5 : Lieux d’entreposage de sels et écosystèmes aquatiques ............87

3.3.3.3.6 Cas no 6 : Lieux d’élimination dela neige ......................................................89

3.3.3.4 Autres effets ..................................................................903.3.3.5 Conclusions pour les écosystèmes aquatiques ..............92

3.4 Sols..........................................................................................................963.4.1 Salinisation des sols due à l’épandage de sels de voirie..................96

3.4.1.1 Définitions et équations ................................................973.4.1.2 Études de cas ................................................................983.4.1.3 Discussion....................................................................1023.4.1.4 Conclusions ................................................................106

3.4.2 Effets biologiques des sels de voirie sur les sols ............................1073.4.2.1 Rôle écologique des communautés biotiques du sol ....1083.4.2.2 Effets sur le biote du sol..............................................1083.4.2.3 Exposition des organismes du sol aux sels de voirie ..1093.4.2.4 Évaluation environnementale ......................................1093.4.2.5 Conclusions ................................................................109

3.5 Végétation terrestre ............................................................................1093.5.1 Évaluation environnementale prudente ..........................................113

3.5.1.1 Valeurs-seuils avec effet observé ................................1133.5.1.2 Valeurs estimées de l’exposition ................................1133.5.1.3 Estimation des quotients ............................................116

3.5.2 Évaluation environnementale détaillée – Analyse basée sur les valeurs-seuils ......................................................................1163.5.2.1 Réaction à la présence de sodium dans le sol .............1163.5.2.2 Réaction à la présence de chlorure dans le sol ...........1173.5.2.3 Réaction à la présence de chlorure de sodium

dans le sol ....................................................................1173.5.2.4 Réaction au sodium et au chlorure par

dispersion aérienne ......................................................118

3.5.2.5 Évaluation environnementale détaillée – résumé de l’analyse basée sur les valeurs-seuils ..........................118

3.5.3 Évaluation environnementale détaillée – analyse des lieux de référence ....................................................................................1193.5.3.1 Propagation d’espèces végétales halophiles................1193.5.3.2 Changements dans les communautés d’un marais

perturbé par les sels de voirie......................................1193.5.3.3 Effets de la dispersion de sels provenant d’une

autoroute à quatre voies sur des vergers de pêches et de prunes de Grimsby (Ontario)..............................120

3.5.3.4 Effets de la dispersion de sels provenant d’une autoroute à quatre voies sur des vergers de pêches et de prunes situés près de St. Catharines (Ontario) ...121

3.5.3.5 Effets de la dispersion de sels provenant d’une autoroute à deux voies sur des bleuets, dans l’ouest de la Nouvelle-Écosse ................................................121

3.5.3.6 Concentrations dans le sol et les plantes ligneuses aux abords d’autoroutes dans l’intérieur de la Colombie-Britannique ................................................122

3.5.3.7 Concentrations dans le sol et le feuillage de plantes ligneuses le long d’une autoroute à deux voies de la Colombie-Britannique ................................................123

3.5.3.8 Concentrations dans le feuillage de plantes ligneuses longeant une autoroute à deux voies du Connecticut..124

3.5.3.9 Concentrations dans le sol et le feuillage de plantes ligneuses et herbacées, le long de routes du Massachusetts ........................................................125

3.5.3.10 Concentrations dans le sol et les plantes ligneuses,en aval d’une autoroute à quatre voies de la Colombie-Britannique ................................................125

3.5.3.11 Concentrations dans le sol et le feuillage d’espèces ligneuses, à proximité d’un entrepôt de sels ..............127

3.5.4 Modifications des taux d’épandage et dommages actuellement observés au Canada........................................................................128

3.5.5 Estimation de la superficie à risque ..............................................1293.5.6 Résumé de l’évaluation des risques et conclusions ........................129

3.6 Faune terrestre ....................................................................................1313.6.1 Caractérisation de l'exposition ......................................................131

3.6.1.1 Mammifères ................................................................1313.6.1.2 Oiseaux ........................................................................132

3.6.2 Caractérisation des effets................................................................1333.6.2.1 Toxicité aiguë du chlorure de sodium ........................1333.6.2.2 Effets sublétaux dus à l’ingestion d’un excès de

sels chez les oiseaux et les mammifères ....................1343.6.3 Caractérisation du risque ..............................................................135

3.6.3.1 Estimation du rôle de la toxicité du sel dans les collisions avec les véhicules........................................135

3.6.3.2 Conclusions et discussion de l’incertitude ..................136

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIE vii

3.7 Ferrocyanures......................................................................................1383.7.1 Caractérisation de l’exposition ......................................................138

3.7.1.1 Sol................................................................................1383.7.1.1.1 Ferrocyanure en l’absence de lumière ....1383.7.1.1.2 Ferrocyanure en présence de lumière......139

3.7.1.2 Eau ..............................................................................1393.7.1.3 Air................................................................................1403.7.1.4 Bioamplification ..........................................................140

3.7.2 Concentrations mesurées et estimées dans l’environnement ..........1403.7.3 Caractérisation des effets................................................................140

3.7.3.1 Biote aquatique............................................................1403.7.3.1.1 Microorganismes......................................1403.7.3.1.2 Végétaux ..................................................1413.7.3.1.3 Invertébrés ..............................................1413.7.3.1.4 Vertébrés ..................................................141

3.7.3.2 Biote terrestre ..............................................................1413.7.3.2.1 Microorganismes......................................1413.7.3.2.2 Végétaux ..................................................1413.7.3.2.3 Invertébrés ..............................................1423.7.3.2.4 Vertébrés ..................................................142

3.7.4 Caractérisation du risque ..............................................................1423.7.4.1 Caractérisation du risque de niveau 1 ........................142

3.7.4.1.1 Concentration de cyanure dans l’eau......1423.7.4.1.2 Concentration de cyanure dans le sol :

Cas I ........................................................1433.7.4.1.3 Concentration de cyanure dans le sol :

Cas II........................................................1433.7.4.1.4 Concentration de cyanure dans l’air ......1433.7.4.1.5 Calcul des quotients ................................1433.7.4.1.6 Conclusions pour le niveau 1 ..................143

3.7.4.2 Caractérisation du risque de niveau 2 ........................1433.7.4.2.1 Concentration de cyanure dans l’eau......1443.7.4.2.2 Concentration de cyanure dans le sol :

Cas I ........................................................1443.7.4.2.3 Concentration de cyanure dans le sol :

Cas II........................................................1443.7.4.2.4 Concentration de cyanure dans l’air ......1443.7.4.2.5 Calcul des quotients ................................1453.7.4.2.6 Conclusions pour l’évaluation de

niveau 2 ..................................................1453.7.4.3 Caractérisation du risque de niveau 3 ........................145

3.7.4.3.1 Hypothèses ..............................................1453.7.4.3.2 Estimation de la fréquence des incidents

toxiques ....................................................1463.7.4.3.3 Résultats et conclusions de l’évaluation

de niveau 3 ..............................................1463.7.5 Conclusion pour les ferrocyanures ................................................147

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIEviii

3.8 Conclusions globales ..........................................................................1473.8.1 Considérations ................................................................................147

3.8.1.1 Environnement ............................................................1483.8.1.2 Effets nocifs ................................................................1493.8.1.3 Poids de la preuve ......................................................149

3.8.2 Résumé de l’évaluation ..................................................................1503.8.3 Incertitudes......................................................................................1533.8.4 Conclusions ....................................................................................155

3.9 Considérations pour le suivi (mesures à prendre) ..........................157

4.0 RÉFÉRENCES ..............................................................................................159

ANNEXE A STRATÉGIES DE RECHERCHE UTILISÉES POUR LES

DONNÉES PERTINENTES ....................................................................185

ANNEXE B DOCUMENTATION COMPLÉMENTAIRE PRÉPARÉE POUR

L’ÉVALUATION DES SELS DE VOIRIE INSCRITS SUR LA LSIP ............187

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIE ix

LISTE DES TABLEAUX

TABLEAU 1 Propriétés physico-chimiques des sels de voirie .....................................................12

TABLEAU 2 Charges totales de chlorure de sodium sur les routes, hiver 1997-1998 (d’après Morin et Perchanok, 2000) ........................................................................21

TABLEAU 3 Quantités estimatives de chlorure de calcium épandues sur les routes,au cours d’une année normale (d’après Morin et Perchanok, 2000).......................22

TABLEAU 4 Charges totales de chlorure (d’après Morin et Perchanok, 2000) ...........................22

TABLEAU 5 Volume total de neige usée et quantité de sels utilisée dans certaines villes canadiennes, durant l’hiver 1997-1998 (d’après Delisle et Dériger, 2000)...25

TABLEAU 6 Méthodes d’élimination de la neige utilisées dans certaines villes canadiennes,durant l’hiver 1997-1998 (d’après Delisle et Dériger, 2000) ..................................26

TABLEAU 7 Nombre d’entrepôts provinciaux de sels et quantité de chlorure de sodium et d’abrasifs utilisée, par province (d’après Snodgrass et Morin, 2000).................29

TABLEAU 8 Estimation de l’importance des pertes de sels provenant des entrepôts (d’après Snodgrass et Morin, 2000).........................................................................32

TABLEAU 9 Concentrations de chlorure dans divers cours d’eau du bassin visés par le Pland’assainissement de la Communauté urbaine de Toronto, entre 1990 et 1996 (d’après la Toronto and Region Conservation Authority, 1998)..............................45

TABLEAU 10 Réactions des organismes à la toxicité du chlorure de sodium, après une exposition de moins d’une journée (d’après Evans et Frick, 2001) ........................68

TABLEAU 11 Réactions des organismes à la toxicité du chlorure de sodium, après une exposition d’une journée (d’après Evans et Frick, 2001)........................................68

TABLEAU 12 Valeurs de la CL50 après 4 jours pour divers taxons exposés au chlorure de sodium (d’après Evans et Frick, 2001) ....................................................................69

TABLEAU 13 Valeurs de la CL50 et de la CE50 pour divers taxons, après une exposition de 7 à 10 jours au chlorure de sodium1 (d’après Evans et Frick, 2001)......................70

TABLEAU 14 Résumé des évaluations de niveau 2 (d’après Evans et Frick, 2001)......................75

TABLEAU 15 Valeurs optimales du pH, du phosphore total et du chlorure pour certaines espèces de diatomées dans le nord-est des États-Unis (d’après Dixit et al., 1999).....................................................................................................86

TABLEAU 16 Tolérance de certaines espèces végétales au chlorure de sodium dans une section du lit du marais Pinhook (Indiana), qui avait été perturbée par les sels (d’après Wilcox, 1982).............................................................................................88

TABLEAU 17 Pourcentage cumulatif prévu d’espèces touchées par une exposition chronique au chlorure (d’après Evans et Frick, 2001) .............................................................92

TABLEAU 18 Valeurs modélisées de la conductivité électrique et des concentrations de chlorure dans le ruisseau Corbett, en aval de l’entrepôt de sels de voirie de Fredericton ........................................................................................................101

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIEx

TABLEAU 19 Liste d’espèces d’arbres et d’arbustes évalués en fonction de leur résistance aux sels de voirie aéroportés (d’après Lumis et al., 1983)....................................112

TABLEAU 20 Liste des essences forestières indigènes, en fonction de leur résistance aux sels de voirie aéroportés..................................................................................114

TABLEAU 21 Intervalle des valeurs-seuils estimées dans le sol et l’eau, pour divers types de végétaux (d’après Cain et al., 2001).................................................................115

TABLEAU 22 Intervalle des valeurs-seuils estimées dans les tissus de plantes herbacées,après une exposition en solution du sol ou solution aqueuse (d’après Cain et al., 2001) ...................................................................................................116

TABLEAU 23 Intervalle des valeurs-seuils estimées dans les tissus de plantes ligneuses,après une exposition atmosphérique (d’après Cain et al., 2001)...........................116

TABLEAU 24 Calcul du nombre de particules de sel qu’un oiseau doit ingérer pour atteindre la VCT, sur la base d’un moineau domestique de 28 g consommant des particules dont la taille se situe à l’extrémité supérieure de ses préférences connues...................................................................................................................135

TABLEAU 25 Calcul du nombre de particules de sel devant être ingérées pour atteindre la VCT, chez un moineau domestique de 28 g consommant des particules de taille moyenne ...................................................................................................136

TABLEAU 26 Résultats du calcul des quotients pour le biote aquatique — Niveau 1 (d’après Letts, 2000a) ............................................................................................144

TABLEAU 27 Résultats du calcul des quotients pour le biote terrestre — Niveau 1 (d’après Letts, 2000a) ............................................................................................144

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIE xi

LISTE DES FIGURES

FIGURE 1 Segment régional du réseau routier provincial (d’après Morin et Perchanok, 2000) .....................................................................................................18

FIGURE 2 Taux d’épandage de sel de voirie (chlorure de sodium) par agence provinciale en 1998 (d’après Morin et Perchanok, 2000) ..........................................................19

FIGURE 3 Taux d’épandage moyen de sels de voirie (chlorure de sodium) par municipalité en 1998 (d’après Morin et Perchanok, 2000) .....................................20

FIGURE 4 Quantités totales de chlorure de sodium utilisées par district d’entretien (d’après Morin et Perchanok, 2000) ........................................................................20

FIGURE 5 Historique de l’utilisation de sel de voirie par les agences provinciales (fondée sur les enquêtes du « Salt Institute 1964-1983 » et Morin et Perchanok, 2000).....24

FIGURE 6 Concentration moyenne quotidienne en 1975-1976 des lixiviats provenant d’un d’un amas d’abrasif mélangé avec du sel (d’après ME et MT NB, 1978)..............31

FIGURE 7 Concentration de chlorure dans deux puits d’approvisionnement de Heffley Creek (d’après AGRA, 1999).....................................................................................................34

FIGURE 8 Le transport du sel de voirie à partir des routes ......................................................38

FIGURE 9 Les concentrations de chlorure observées dans les bassins versants canadiens (d’après Mayer et al., 2000) ....................................................................................41

FIGURE 10 Estimation de la concentration de chlorure à partir de la charge annuelle moyenne de sels de voirie (NaCl) et du ruissellement (d’après Mayer et al., 2000) ....................................................................................50

FIGURE 11 Estimation de la concentration de chlorure dans le ruissellement provenant des routes provinciales au Canada...........................................................................51

FIGURE 12 Estimation de la concentration de chlorure dans les eaux souterraines à divers taux d’épandage et à un taux d’alimentation des eaux souterraines de 10 cm/an (d’après Johnston et al., 2000)............................................................59

FIGURE 13 Estimation de la concentration de chlorure dans les eaux souterraines à divers taux d’épandage et à un taux d’alimentation des eaux souterraines de 20 cm/an (d’après Johnston et al., 2000).................................................................59

FIGURE 14 Estimation de la concentration de chlorure dans les eaux souterraines à divers taux d’épandage et à un taux d’alimentation des eaux souterraines de 40 cm/an (d’après Johnston et al., 2000).................................................................60

FIGURE 15 Concentration de chlorure dans les eaux souterraines des puits d’approvisionnement municipaux dans le Sud de l’Ontario (d’après Johnston et al., 2000)...............................................................................................64

FIGURE 16 Diversité des espèces dans différents gradients de salinité et de chlorure (d’après Wetzel, 1983) .............................................................................................73

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIExii

FIGURE 17 La toxicité aiguë expérimentale et toxicité chronique prévue pour les taxons aquatiques (d’après Evans et Frick, 2001) ...................................................94

FIGURE 18 La contamination par les sels de voirie causant des effets biologiques défavorables à partir d’une brève exposition à des concentrations de chlorure dans l’environnement aquatique canadien.................................................94

FIGURE 19 La contamination par les sels de voirie causant des effets biologiques défavorables à partir d’une longue exposition à des concentrations de chlorure dans l’environnement aquatique canadien.................................................95

FIGURE 20 Régions où l’épandage de sels de voirie pose un danger faible, moyen ou élevée selon la teneur en argile du sol et du coefficient de sodium échangeable (d’après Morin et al., 2000).....................................................................................99

FIGURE 21 Le diagramme représente la conductivité électrique et les concentrations de chlorure dans l’eau de fossé longeant les deux routes près du dépôt de sel de voirie de Frédéricton pour les mois de juin, juillet et octobre 1999 et janvier 2000. Le diagramme démontre les données du 10e, 25e, 50e, 75e et 90e percentile ainsi que les données inférieures et supérieures aux 10e et 90e percentile (cercles). Les mots « bien-drainé », « écoulement croisé » et « stagnant » se réfèrent à trois conditions : crête à partir de laquelle l’eau est bien drainée; croisement d’un cours d’eau; et fossé sans écoulement (d’après Arp, 2001) ..........................100

FIGURE 22 Estimation par bassin versant et par municipalité des solides dissous totaux (SDT) et de la conductivité électrique (CE) moyenne des eaux du sol et de surface en Ontario et au Québec (d’après Morin et al., 2000)..............................105

FIGURE 23 Pourcentage de sodium échangeable (PSE) le long des routes par district d’entretien provincial (d’après Morin et al., 2000) ...............................................106

FIGURE 24 La tolérance au sel et le rendement des récoltes en fonction de la salinité du sol (conductivité électrique, CE) et le pourcentage estimé d’emprises routières ayant un niveau correspondant de CE (d’après Bresler et al., 1982) .....107

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIE xiii

LISTE DES ACRONYMES ET DES ABRÉVIATIONS

CAS Chemical Abstracts ServiceCE conductivité électriqueCE50 concentration efficace moyenne CL50 concentration létale moyenne CMEO concentration minimale avec effet observéCSEO concentration sans effet observéDL50 dose létale médianeEES évaluation environnementale d’un sitekg-p.c. kilogramme de poids corporelLCPE Loi canadienne sur la protection de l’environnementLCPE 1999 Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999)LSIP Liste des substances d’intérêt prioritaireNMEO niveau minimal avec effet observéNSEO niveau sans effet observéVCT valeur critique de la toxicitéVEE valeur estimée de l’expositionVESEO valeur estimée sans effet observé

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIExiv

Les sels de voirie servent en hiver à l’entretiendes routes (déglaçage et anti-glaçage) et, en été, àla réduction de la poussière. Les sels inorganiquesde chlorure examinés dans la présente évaluationincluent le chlorure de sodium, le chlorure decalcium, le chlorure de potassium et le chlorure demagnésium. Dans l’environnement, cessels se dissocient en un anion chlorure et soncation correspondant. On a en outre évalué lesferrocyanures, des additifs antiagglomérantsajoutés à certains sels de voirie. On estimequ’environ 4 750 000 tonnes de fondants auchlorure de sodium ont été épandues pendantl’hiver 1997-1998 et que 110 000 tonnes dechlorure de calcium sont utilisées sur les routeschaque année. On n’utilise que de très petitesquantités des autres sels. D’après ces estimations,environ 4,9 millions de tonnes de sels de voiriepeuvent être rejetées dans l’environnement auCanada chaque année, soit environ 3,0 millionsde tonnes de chlorure. Les charges annuelles ensels de voirie sont les plus fortes en Ontario etau Québec, moyennes dans les provinces del’Atlantique, et les plus faibles dans les provincesde l’Ouest.

Les sels de voirie pénètrent dansl’environnement canadien à la suite deleur entreposage et de leur utilisation, et del’élimination de la neige enlevée des routes.Ils pénètrent dans les eaux de surface, dans le solet dans les eaux souterraines après la fonte desneiges, et sont dispersés dans l’atmosphère parles éclaboussures et la pulvérisation d’eau causéespar les véhicules et par la poussière transportée parle vent. Les ions chlorure sont très conservatifs,c’est-à-dire qu’ils suivent le cycle de l’eau sansretard et sans perte. Par conséquent, presque tousles ions chlorure qui pénètrent dans le sol et leseaux souterraines atteindront éventuellement leseaux de surface : quelques années à quelquesdécennies ou plus peuvent être nécessaires pourque les concentrations dans les eaux souterrainesatteignent l’état d’équilibre. Les préoccupations

qui concernent les sels de voirie touchent tousles milieux environnementaux à cause de leurdispersion générale dans l’environnement.

Les concentrations de fond naturellesde chlorure dans l’eau sont généralement dequelques mg/L, avec quelques instances locales ourégionales de plus forte salinité naturelle, parexemple dans certaines régions des Prairies et dela Colombie-Britannique. On a mesuré de fortesconcentrations de chlorure liées à l’épandagedes sels de voirie sur les routes ou rejetés desentrepôts de sels ou des lieux d’entreposagede la neige. Par exemple, on rapporte desconcentrations de chlorure supérieures à plusde 18 000 mg/L dans les eaux de ruissellement desroutes. On a aussi observé des concentrationsallant jusqu’à 82 000 mg/L dans les eauxde ruissellement des amas non recouverts demélanges d’abrasifs et de sels d’un entrepôtde sel. Les concentrations de chlorure de laneige déblayée des rues des villes peuvent varierconsidérablement. Par exemple, les concentrationsmoyennes de chlorure de la neige provenantdes rues de Montréal allaient de 3 000 à5 000 mg/L respectivement pour les ruessecondaires et primaires. Les eaux provenantdes routes, des entrepôts de sels ou des lieuxd’entreposage de la neige peuvent se diluerà divers degrés lorsqu’elles pénètrentdans l’environnement, où on a mesuré desconcentrations de chlorure allant jusqu’à2 800 mg/L dans les eaux souterraines de zonesadjacentes à des entrepôts de sels, jusqu’à4 000 mg/L dans des étangs et des milieuxhumides, jusqu’à 4 300 mg/L dans des coursd’eau, jusqu’à 2 000 à 5 000 mg/L dans desétangs urbains endigués et jusqu’à 150 à 300 mg/L dans des lacs ruraux. Alors que lesplus fortes concentrations sont habituellementassociées au dégel hivernal ou printanier, on peutégalement mesurer de fortes concentrations enété, en raison du temps que prennent les ions àparvenir aux eaux de surface et des débits réduits

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIE 1

SYNOPSIS

en été. Les plans d’eau les plus sujets aux impactsdes sels de voirie sont les petits étangs et les coursd’eau qui drainent les grandes zones urbanisées,ainsi que les cours d’eau, les milieux humidesou les lacs qui drainent les grandes routes. Desmesures sur le terrain révèlent que l'épandage surles routes dans les régions rurales peut augmenterles concentrations de chlorure même dans des lacsà quelques centaines de mètres des routes.

On a évalué la possibilité d’impacts sur lesréseaux régionaux d’eaux souterraines àl’aide d’une technique de bilan massique qui donneune indication des concentrations de chlorurepossibles en aval d’un réseau routier sur lequel il ya épandage de sel. Le modèle de bilan massique etles mesures sur le terrain ont indiqué qu’onpourrait voir des concentrations de chloruresupérieures à 250 mg/L dans les eaux souterrainesrégionales sous un réseau routier à forte densitésujet à des charges annuelles de plus de 20 tonnesde chlorure de sodium par kilomètre de route à 2voies. D’après les données sur les charges de selsde voirie, les zones urbaines du sud de l’Ontario etdu Québec et les provinces de l’Atlantique sont lesplus menacées par les impacts sur les eauxsouterraines régionales. Les eaux souterrainesaboutissent dans les eaux de surface ou émergentsous forme d’infiltration et de sources. Desrecherches ont montré que 10 à 60 % du selépandu pénètre dans les eaux souterraines peuprofondes et s’accumule jusqu’à ce qu’on atteignedes concentrations stabilisées. On a décelé desconcentrations élevées de chlorure dans les sourcesd’eaux souterraines émergeant à la surface.

On observe habituellement des effetstoxiques aigus sur les organismes aquatiques à desconcentrations de chlorure relativement élevées.Par exemple, la concentration létale moyenne de4 jours (CL50) pour le cladocère Ceriodaphniadubia est de 1 400 mg/L. L’exposition à de tellesconcentrations est possible dans les petits coursd’eau situés dans les zones urbaines très peuplées,où le réseau routier est dense et la charge en sel devoirie très élevée, dans les étangs et les milieuxhumides adjacents aux routes, près des entrepôtsde sels mal gérés, et à certains lieux d’entreposagede la neige.

On observe une toxicité chroniqueà de plus faibles concentrations. Les effetstoxiques pour le biote aquatique sont associésà l’exposition à des concentrations de chlorureaussi faibles que 870, 990 et 1 070 mg/L pour leseffets létaux moyens (embryons de têtes-de-boule,oeufs/embryons de truite arc-en-ciel, daphnies,respectivement). La concentration sans effetobservé (CSEO) pour le test sur la survie dupremier stade de 33 jours de la tête-de-boule étaitde 252 mg/L de chlorure. De plus, on estimequ’environ 5 % des espèces aquatiques seraienttouchées (concentration létale moyenne) à desconcentrations de chlorure d'environ 210 mg/L,alors que 10 % pourraient l’être à environ240 mg/L. Des concentrations encore plus faiblespeuvent provoquer des changements à la structuredes populations ou des communautés. Chaqueespèce d'algue ayant sa concentration optimalede chlorure pour sa croissance et sa reproduction,on a associé des changements de populations dansles lacs à des concentrations de 12 à 235 mg/L.Les fortes concentrations de chlorure dans leslacs peuvent mener à une stratification qui, enretardant ou empêchant le mélange saisonnierdes eaux, peut avoir des répercussions sur ladistribution de l’oxygène et des éléments nutritifs.On a observé des concentrations de chlorureentre 100 et 1 000 mg/L ou plus dans diverscours d’eau et lacs urbains. Par exemple, lesconcentrations maximales de chlorure dans deséchantillons d’eau prélevés dans quatre ruisseauxde la région de Toronto variaient de 1 390 à4 310 mg/L. On a signalé des concentrationsde chlorure supérieures à environ 230 mg/L,correspondant à celles qui ont des effetschroniques sur les organismes sensibles, dansces quatre cours d’eau durant une grande partiede l’année. Dans les zones où on utilise beaucoupde sels de voirie, particulièrement dans le sud del’Ontario et du Québec et dans les Maritimes,les concentrations de chlorure dans les eauxsouterraines et les eaux de surface atteignentsouvent des niveaux pouvant affecter le biote,comme l’ont démontré des études faites enlaboratoire et sur le terrain.

L’épandage de sels de voirie sur les routespeut également avoir des effets nocifs sur les

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIE2

propriétés physiques et chimiques des sols,particulièrement dans les zones de piètre gestiondes sels, sols et végétation. Les effets sontassociés aux zones adjacentes aux entrepôts desels et aux routes, principalement dans les zonesde dépression mal drainées. Ces effets sur les solsincluent les impacts sur la structure, la dispersion,la perméabilité, le gonflement et l'encroûtement, laconductivité électrique et le potentiel osmotique dusol, qui peuvent, à leur tour, avoir des impactsabiotiques et biotiques sur l’environnement local.Le principal impact abiotique est la perte destabilité du sol durant les cycles d’humidificationet de séchage, et durant les périodes de fortruissellement de surface et de vents violents. Lesimpacts biologiques sont principalement liés austress osmotique imposé à la macro- et microfloreet à la macro- et microfaune du sol, ainsi qu’àla mobilisation des macro- et micronutrimentscausée par le sel et qui affecte la flore et la faune.

De nombreuses études sur le terrainont documenté les dommages causés à lavégétation et les changements dans la structure descommunautés végétales dans les zones touchéespar le ruissellement de sels de voirie et ladispersion aérienne. Les espèces halophytes,comme les quenouilles et le roseau commun,envahissent facilement les zones touchées par lessels, modifiant ainsi la présence et la diversitédes espèces sensibles au sel. Les teneurs élevéesdu sol en sodium et en chlorure ou l’expositionaérienne à ces ions entraînent une réduction dunombre de fleurs et de fruits chez les espècesvégétales sensibles; des lésions au feuillage, auxpousses et aux racines; une réduction de lacroissance; et une réduction de l’établissement desjeunes plants. Les plantes terrestres sensiblespeuvent être affectées par des concentrationsdans le sol supérieures à 68 mg/L de sodium età 215 mg/L de chlorure. Les zones ayant cegenre de concentrations longent les routes etles autoroutes et les autres endroits où des selsde voirie sont épandus pour le déglaçage oula réduction de la poussière. L’impact de ladispersion aérienne se fait sentir jusqu’à 200 mde la bordure des autoroutes à voies multiples etjusqu’à 35 m des routes à deux voies où du selde déglaçage est utilisé. Le sel nuit aussi à la

végétation le long des cours d’eau qui drainent lesroutes et les installations de manipulation des selsde voirie.

Chez la faune mammifère et aviaire,l’exposition aux sels de voirie provoque deseffets sur le comportement ainsi que des effetstoxicologiques. L’ingestion de sels de voirieaugmente la susceptibilité des oiseaux à êtrefrappés par les automobiles. De plus, le calculde l’apport en sels de voirie suppose que cesderniers peuvent empoisonner directementcertains oiseaux, particulièrement lorsqu’il n’ya pas d’eau libre durant les hivers rigoureux.Les sels de voirie peuvent aussi toucher la faunepar leurs effets sur l’habitat : la réduction dela couverture végétale ou les déplacements depopulations peuvent avoir des répercussions surla faune qui dépend de ces plantes pour sonalimentation ou son abri. Les données disponiblessupposent qu’on aurait sous-estimé la sévéritédes mortalités sur la route d’espèces d’oiseauxmigrateurs protégées par le fédéral (p. ex. lespinsons de la sous-famille des carduélinés) et lacontribution des sels de voirie à cette mortalité.

Les ferrocyanures sont très persistantsmais peu toxiques. Toutefois, en solution et enprésence de lumière, ils peuvent se dissocierpour former des cyanures. À leur tour, les ions decyanure peuvent se volatiliser et se dissiper assezrapidement. Les effets ultimes des ferrocyanuresdépendent donc de l’équilibre complexe dela photolyse et de la volatilisation qui, elles,dépendent des facteurs environnementaux.Des modèles venant appuyer cette évaluationrévèlent qu'il est possible que certains organismesaquatiques subissent des effets du cyanure dansles régions où l’on utilise de grandes quantités desels de voirie.

À la lumière des données disponibles,on conclut que les sels de voirie qui contiennentdes sels inorganiques de chlorure avec ousans sels de ferrocyanure pénètrent dansl’environnement en une quantité ou en uneconcentration ou dans des conditions denature à avoir, immédiatement ou à longterme, un effet nocif sur l’environnement ou


sur la diversité biologique, ou de nature àmettre en danger l’environnement essentielpour la vie. En conséquence, on conclut queles sels de voirie qui contiennent des selsinorganiques de chlorure avec ou sans selsde ferrocyanure sont considérés comme« toxiques » au sens de l'article 64 de la Loicanadienne sur la protection de l’environnement(1999) (LCPE 1999).

Le recours aux fondants est unecomposante importante des stratégies visantà maintenir les routes ouvertes et sûres durantl’hiver et à réduire les accidents routiers, lesblessures et la mortalité associés aux périodes deneige et de verglas. La Commission consultatived’experts auprès des ministres sur la deuxièmeliste de substances d'intérêt prioritaire (LSIP)reconnut ces avantages dans sa recommandationd’évaluer leurs effets potentiels surl’environnement. Toute mesure élaborée à lasuite de la présente évaluation ne devra pascompromettre la sécurité routière; le choixd’options devra être fondé sur l’optimisationdes pratiques d’entretien des routes en hiverafin de ne pas compromettre la sécurité routièretout en minimisant les effets nocifs possiblessur l’environnement. Toute mesure prise pourdiminuer les effets sur l’environnement réduiraprobablement aussi la contamination des sourcessouterraines d’eau potable, ce qui est assurémentdésirable.

Les activités futures de gestiondevraient se concentrer sur les principalespréoccupations que l’évaluation a mises enlumière, c’est-à-dire les entrepôts de sels,l'épandage sur les routes, les lieux d’entreposagede la neige et les ferrocyanures.

• Entrepôts de sels : Les principalespréoccupations touchent à la contaminationdes eaux souterraines dans les entrepôts desels et aux rejets dans les eaux de surface.En outre, le ruissellement des eaux salées de la fonte des neiges peut avoir des effetsdirects sur les eaux de surface et sur lavégétation adjacente aux entrepôts. À lalumière des sondages et des recensions, les

pertes de sels des entrepôts de sels seproduisent à partir des amas (ce qui inclutles amas de sels ainsi que les amas de sableet de gravier auxquels on a ajouté des sels) etpendant la manutention du sel, tant lors de sonentreposage que pour le chargement et ledéchargement des camions. Le rejet des eauxde lavage des véhicules constitue lui aussiune source potentielle de pertes de sels. Ondevrait donc considérer prendre des mesureset des pratiques pour s'assurer que les selset les abrasifs sont entreposés de manièreà réduire les pertes en les protégeant desintempéries, pour réduire les pertes pendantles déplacements et pour améliorer la gestiondes eaux de ruissellement et de lavage afin deréduire les rejets.

• Épandage sur les routes : Les principalespréoccupations écologiques sont liées auxrégions à forte densité routière où le recoursaux sels de voirie est élevé. Les régionsdu sud de l’Ontario et du Québec et lesprovinces de l’Atlantique ont les plus hautstaux d’épandage par superficie et ont donc leplus fort potentiel de contamination des sols etdes eaux de surface et souterraines par les selsde voirie due à l'épandage sur les routes. Enoutre, des régions urbaines d'autres parties duCanada où de grandes quantités de sels sontépandues peuvent causer des problèmes, enparticulier pour les ruisseaux et les aquifèrescomplètement entourés par la région urbaine.Dans les régions rurales, les eaux de surfaceréceptrices du ruissellement des routessont aussi susceptibles de contamination.Les zones où des éclaboussures ou desgouttelettes d’eau salées provenant des routespeuvent être transportées dans l’atmosphèrevers la végétation sensible doit retenirl’attention. Les terres humides directementadjacentes aux fossés des routes et quireçoivent le ruissellement sous forme d’eauxsalées de la fonte des neiges doivent aussiretenir l’attention pour la gestion. Enconséquence, on devrait considérer prendredes mesures en vue de réduire l’utilisationglobale des sels de voirie dans ces régions.On devrait penser à choisir des produits de


remplacement ou des techniques appropriéespermettant de réduire l’utilisation des selstout en assurant le maintien de la sécuritédes routes.

• Lieux d’entreposage de la neige : Lesprincipales préoccupations écologiquestouchent l’écoulement des eaux de la fontedes neiges dans les eaux de surface, dansle sol et les eaux souterraines dans les lieuxd’entreposage de la neige. Des mesuresdevraient être considérées pour minimiserla percolation dans le sol et les eauxsouterraines, et pourraient diriger les rejets deseaux salées de la fonte des neigesvers des eaux de surface dont la sensibilitéenvironnementale est faible ou vers lessystèmes d’évacuation des eaux pluviales.Des mesures devraient aussi être considéréespour que les eaux soient suffisamment diluéesavant d’être rejetées.

• Ferrocyanures : La présente évaluationindique que l’exposition aux ferrocyanurespeut avoir des effets nocifs sur les vertébrésaquatiques les plus sensibles dans les régionsà forte utilisation de sels de voirie. Onpourrait diminuer les risques en réduisant laquantité de sels utilisée ou en réduisant lateneur en ferrocyanures des formules de selsde voirie. Les fabricants de sels de voiriedevraient songer à réduire la teneur enferrocyanures des sels de voirie afin deminimiser les possibilités d’exposition. Touteréduction de l’utilisation globale des sels devoirie entraînerait une réduction équivalentedes rejets de ferrocyanures.


La Loi canadienne sur la protection del’environnement (1999) (LCPE 1999) exige desministres fédéraux de l’Environnement et de laSanté qu’ils préparent et publient une liste dessubstances d’intérêt prioritaire (LSIP) identifiantles substances chimiques, les groupes desubstances chimiques, les effluents et les déchetsqui peuvent être nocifs pour l’environnementou constituer un danger pour la santé humaine.La Loi exige également des deux ministres qu’ilsévaluent ces substances et qu’ils déterminent sielles sont effectivement ou potentiellement« toxiques » au sens de l’article 64 de la Loi :

[...] est toxique toute substance qui pénètre ou peutpénétrer dans l’environnement en une quantitéou concentration ou dans des conditions denature à :

a) avoir, immédiatement ou à long terme, un effetnocif sur l’environnement ou sur la diversitébiologique;

b) mettre en danger l’environnement essentielpour la vie;

c) constituer un danger au Canada pour la vieou la santé humaines.

Les substances dont l’évaluation révèlela toxicité au sens de l’article 64 peuvent êtreinscrites sur la Liste des substances toxiques, àl’annexe I de la Loi, et l’on peut envisager, à leurégard, d’éventuelles mesures de gestion du risque,par exemple un règlement, des lignes directrices,des plans de prévention de la pollution ou descodes de pratiques, pour en régir le cycle de vie(de la recherche-développement à l’éliminationfinale en passant par la fabrication, l’utilisation,l’entreposage et le transport).

S’appuyant sur l’analyse initiale del’information facilement accessible, laCommission consultative d’experts auprès desministres sur la deuxième Liste des substancesd’intérêt prioritaire (Commission consultative,1995) a invoqué les motifs suivants pour justifierl’évaluation des sels de voirie :

La Commission reconnaît les avantages associésà l’utilisation des sels de voirie. Ceux-ci sonttoutefois nocifs pour l’environnement et leurépandage sur les routes provoque la libérationde grandes quantités, notamment en Ontario,au Québec et dans les Maritimes. Des donnéesindiquent que les sels de voirie ont, localement,des effets nocifs sur les eaux souterraines, la flore etla faune après exposition. On a observé que lesalgues et la faune benthique sont particulièrementsensibles aux fluctuations des concentrations del’ion chlorure et qu’il en résulte une diminutiondes populations de poissons. La Commission estconsciente des progrès sensibles qui ont été réalisésen vue d’améliorer les installations d’entreposagede ces sels. Toutefois, vu l’exposition générale à cessubstances et leur rejet massif dans l’environnementcanadien, elle croit qu’une évaluation est requisepour déterminer leurs effets écologiques.

Les motifs invoqués par la Commissionconsultative d’experts auprès des ministres surla deuxième Liste des substances d’intérêtprioritaire pour inclure les sels de voirie se limitentaux effets sur l’environnement, et aucunepréoccupation liée à la santé humaine n’a étésoulevée. L’exposition des humains aux sels devoirie résulte principalement de la contamination del’eau de puits situés en bordure des routes, dont laconcentration de chlorure et en sodium peutaugmenter au point d’altérer le goût de l’eau. On neconsidère cependant pas ces ions comme toxiquesaux humains. En fait, les directives canadiennes surla qualité de l’eau potable, qui s’appliquent auchlorure et au sodium, sont basées sur l’altérationdu goût; or ce phénomène se produit à desconcentrations bien inférieures à celles quipourraient être toxiques (Santé Canada, 1996).D’autres substances composant les sels de voirie,incluant les composés de ferrocyanure et certainsmétaux, ne sont présents qu’à l’état de traces.

En ce qui a trait aux effets possibles surla santé des sels de voirie à base de chlorure desodium, une vaste recherche documentairen’a révélé aucune étude qui pourrait servir defondement à une évaluation des risques pour la


1.0 INTRODUCTION

santé. Dans une étude, l’exposition cutanée à dessolutions concentrées de sels de voirie a causé uneirritation cutanée, mais aucune sensibilisation(Cushman et al., 1991). Une seule étudecorrélationnelle établit un lien statistique entrel’utilisation des sels de voirie et la mortalité due àun certain nombre de cancers aux États-Unis(Foster, 1993). Il convient toutefois de noter que,dans cette étude, l’utilisation des sels de voirie avarié en fonction d’un certain nombre d’autresfacteurs, les quantités utilisées étant notammentplus élevées dans les centres urbains, là oùl’exposition à la pollution atmosphérique estégalement plus forte. Il aurait également fallu tenircompte des différences entre les États quant autabagisme, au régime alimentaire et à une gammed’autres facteurs. Cependant, la structure de cetteétude préliminaire ne permet pas de corriger lesdonnées en fonction de ces autres facteurs, dontbon nombre sont des causes plus plausibles decancer que les sels de voirie.

Comme la Commission consultatived’experts auprès des ministres a déterminé quel’évaluation devait porter sur les effetsenvironnementaux, et étant donné le peu dedonnées pertinentes pour évaluer les effetspossibles des sels de voirie sur la santé humaine,la présente évaluation porte uniquement sur leseffets de ces substances sur l’environnement et nevise donc qu’à établir leur caractère « toxique »,ou non, au sens des alinéas 64a) et 64b) de laLCPE 1999.

Les méthodes utilisées pour évaluerles effets des substances d’intérêt prioritaire surl’environnement sont décrites dans un documentconnexe, intitulé « Évaluation environnementaledes substances d’intérêt prioritaire conformémentà la Loi canadienne sur la protection del’environnement, Guide, version 1.0, mars 1997 »(Environnement Canada, 1997a). Ce documentvise à servir de guide à l’évaluationenvironnementale des substances d’intérêtprioritaire au Canada; on peut l’acheter en lecommandant des :

Publications sur la protectionde l’environnement

Direction générale de l’avancement destechnologies environnementales

Environnement CanadaOttawa (Ontario) K1A 0H3

On peut également l’obtenir à partir dusite Web de la Direction des substances existantes,à l’adresse www.ec.gc.ca/cceb1/fre/psap.htm,sous la rubrique « Guide technique ». Il est à noterque la démarche décrite ici a été modifiée pourtenir compte des changements apportés à la Loicanadienne sur la protection de l’environnement etdes récents progrès réalisés dans les méthodesd’évaluation du risque, et ceux-ci serontmentionnés dans les futures versions du guided’évaluation des effets des substances d’intérêtprioritaire sur l’environnement.

Les stratégies de recherche employéespour trouver les données utiles à l’évaluation deseffets potentiels sur l’environnement (avant mai2001) sont présentées à l’annexe A. Des articles desynthèse ont aussi été consultés, au besoin.Cependant, toutes les études originales ayant servide fondement à la détermination du caractère« toxique » des sels de voirie au sens de laLCPE 1999 ont été soumises à une évaluationcritique.

Les sections du présent rapportqui ont trait à l’évaluation des incidencesenvironnementales ont été préparées par B. Elliott,sous la direction de R. Chénier. Une vastedocumentation complémentaire (annexe B) surl’évaluation environnementale des sels de voirie aété préparée et révisée par le Groupe-ressourceenvironnemental, qui a été mis sur pied en juin1997 par Environnement Canada pour appuyerl’évaluation environnementale, et qui est composédes membres suivants :

P. Arp, Université du Nouveau-BrunswickM. Barre, Environnement Canada (jusqu’à

décembre 1999)


Y. Bourassa, Environnement Canada(depuis décembre 1999)

L. Brownlee, Environnement Canada(jusqu’à avril 2000)

B. Butler, Université de WaterlooN. Cain, Cain Vegetation Inc.R. Chénier, Environnement CanadaC. Delisle, École polytechnique de

MontréalM. Eggleton, Environnement Canada

(jusqu’à février 2000)B. Elliott, Environnement CanadaM. Evans, Environnement CanadaK. Hansen, Ministère de l’Environnement

et de l’Énergie de l’OntarioJ. Haskill, Environnement CanadaK. Howard, Université de Toronto (jusqu’à

janvier 2000)A. Letts, Morton International Inc.B. Mander, Environnement CanadaT. Mayer, Environnement CanadaP. Mineau, Environnement Canada (depuis

avril 2000)D. Morin, Environnement CanadaM. Perchanok, Ministère des Transports

de l’OntarioR. Smith, Association des transports

du CanadaB. Snodgrass, Snodgrass ConsultantsK. Taylor, Environnement CanadaM. Weese, Ministère des Transports de

l’Ontario (jusqu’en janvier 1999)

Le Groupe-ressource environnementala également passé en revue le Rapportd’évaluation préparé par Environnement Canada.Les conclusions et les interprétations formuléesdans ce rapport sont celles d’EnvironnementCanada et ne sont pas nécessairement partagéespar tous les membres du Groupe-ressourceenvironnemental.

La documentation complémentaire surl’évaluation environnementale a aussi été réviséepar les personnes suivantes :

K. Adare, Environnement CanadaJ. Addison, Royal Roads University

J. Van Barneveld, Ministère del’Environnement, des Terres et desParcs de la Colombie-Britannique

Y. Bédard, Ministère des Transports duQuébec

D. Belluck, Minnesota Department ofTransport

Y. Blouin, Ville de Cap-de-la-Madeleine R. Brecher, Global ToxC. Chong, Université de GuelphA. Decréon, Ministère des Transports

du QuébecR. Delisle, Ministère des Transports

du QuébecG. Duval, Ministère des Transports

du QuébecA. El-Shaarawi, Environnement CanadaA. Fraser, Environnement CanadaM. Frénette, Ville de MontréalD. Gutzman, Environnement CanadaG. Haines, Ministère des Transports du

Nouveau-BrunswickR. Hodgins, Ecoplans LimitedM. Kent, Ministère des Transports et de la

Voirie de la Colombie-Britannique C. MacQuarrie, Ministère des Transports

du Nouveau-BrunswickB. Mason, Ville de TorontoL. McCarty, L.S. McCarty ConsultingG. McRae, Ministère des Transports de

l’OntarioT. Pollock, Environnement CanadaM. Roberts, Université du Nouveau-

BrunswickD. Rushton, Ministère des Transports et

des Travaux publics de la Nouvelle-Écosse

K. Solomon, Université de GuelphR. Stemberger, Dartmouth College,

New Hampshire, États-UnisT. Young, Clarkson University, New York,

États-Unis

Enfin, le Rapport d’évaluation a été réviséet approuvé par le Comité mixte de gestion de laLCPE formé de représentants d’EnvironnementCanada et de Santé Canada.



En août 2000, le rapport d’évaluationsur les sels de voirie a été mis à la dispositionde tous ceux interessés à faire des commentairespour une période de 60 jours. Après avoir reçules commentaires, le rapport d’évaluation a étérévisé. Un sommaire des commentaires du publicet des réponses qui leurs furent adressées parEnvironnement Canada et Santé Canada peut êtreobtenu de la Direction des substances existantesou au site internet suivant :

www.ec.gc.ca/cceb1/ese/fre/psap.htm

On peut obtenir un exemplaire du présentRapport d’évaluation, sur demande, à :

L’InformathèqueEnvironnement CanadaRez-de-chaussée, Place Vincent-Massey351, boul. St-JosephHull (Québec)K1A 0H3

ou sur Internet, à l’adresse suivante :

www.ec.gc.ca/cceb1/fre/public/index_f.html

Pour obtenir la documentationcomplémentaire inédite qui renferme desrenseignements supplémentaires, s’adresser à la :

Direction des substances existantesEnvironnement Canada14e étage, Place Vincent-Massey351, boul. St-JosephHull (Québec)K1A 0H3

2.1 Identité, propriétés, production etsources

2.1.1 Caractérisation

Les sels de voirie font référence à tout selépandu sur les routes pour en assurer l’entretien.Comme on l’explique dans les sections quisuivent, les sels de voirie au Canada sont utilisésprincipalement comme agents de déglaçage etd’anti-givrage des routes durant l’hiver mais sontégalement utilisés — en plus faibles quantités —comme abat-poussière. « Sel » fait référence à toutcomposé formé du cation d’une base et de l’aniond’un acide, qui se dissocie facilement dans l’eau.Bien que le chlorure de sodium (NaCl) soit de loinle sel de voirie le plus utilisé au Canada, d’autressels inorganiques — dont le chlorure de calcium(CaCl2), le chlorure de magnésium (MgCl2) et lechlorure de potassium (KCl) — le sont également.Au Canada, peu d’additifs sont ajoutés auxpréparations de sels de voirie, le ferrocyanure desodium (Na4Fe(CN)6·10H2O) étant le seul anti-agglomérant couramment utilisé. Des selsorganiques et quelques autres produits sontégalement utilisés au Canada, mais ceux-ci serventessentiellement à l’entretien des aéroports et audégivrage des avions ainsi qu’à des essais limitéssur route. Enfin, on fait aussi usage d’abrasifs,comme le sable, pour l’entretien des routes enhiver et, bien que ces produits ne soient pas dessels, on y ajoute souvent des chlorures; cesabrasifs mélangés à des sels peuvent doncconstituer une source de chlorure dansl’environnement.

Il a été décidé d’axer la présenteévaluation sur les sels inorganiques de chlorureutilisés pour l’entretien des routes, car :

• dans ses recommandations initiales, laCommission consultative d’experts auprèsdes ministres a demandé qu’une évaluationenvironnementale soit faite des chlorures dedéglaçage les plus couramment utilisés;

• le chlorure de sodium et, dans une moindremesure, le chlorure de calcium sont de loin lessels les plus épandus sur les routes au Canada,et

• tous les sels inorganiques de chlorure ont àpeu près le même comportement et les mêmeseffets dans l’environnement. En fait, onpeut considérer que les effets toxiques duchlorure dépendent de l’apport cumulatifde tous les sels qui en contiennent.

Des préoccupations publiques ont aussiété exprimées au sujet des ferrocyanures présentsdans les sels de voirie, surtout parce que cessubstances peuvent se dissocier par photolyseen solution et produire ainsi des ions cyanurelibres, qui, eux, sont fortement toxiques pour lesorganismes aquatiques. De ce fait, et parce que lesferrocyanures sont couramment utilisés dans lespréparations de sels de voirie, l’évaluation des selsde voirie portera également sur la pénétration desferrocyanures dans l’environnement, surl’exposition à ces substances et sur les effets quien résultent.

Les sels organiques ne sont utilisés auCanada que dans des circonstances précises,entre autres dans les aéroports (plutôt que surles routes), et ils ne sont pas évalués dans leprésent rapport. De même, bien que les abrasifssoient utilisés en grande quantité au Canada,ces substances diffèrent des sels de voiriepar leur nature et leurs effets potentiels surl’environnement, et sont également exclus duprésent rapport.


2.0 RÉSUMÉ DE L’INFORMATION ESSENTIELLE À

L’ÉVALUATION DES SELS DE VOIRIE


TABLEAU 1 Propriétés physico-chimiques des sels de voirie 1

Substance No CAS Utilisation Poids Température Température Solubilité spécifique moléculaire eutectique 2 d’emploi 3 dans l’eau

(°C) (°C) (g/100mL)(°C)Chlorure desodium, NaCl

Chlorure decalcium, CaCl2

Mélange dechlorure desodium et dechlorure decalcium(80/20)

Chlorure demagnésium,MgCl2

Mélange dechlorure desodium et dechlorure demagnésium(80/20)

Chlorure depotassium,KCl

Ferrocyanurede sodium,Na4Fe(CN)6·10H2O

Ferrocyanureferrique,Fe4[Fe(CN)6]3

1 Les propriétés physico-chimiques sont tirées de Weast et al. (1989) et Chang et al. (1994).2 Température eutectique fait référence à la température minimale à laquelle la substance fera fondre la glace.3 Température d’emploi fait référence à la température de déglaçage efficace la plus faible.

7647-14-5

10043-52-4

7786-30-3

7447-40-7

13601-19-9

14038-43-8

déglaçage des routes,anti-givrage et additifde déglaçage pour lesable

déglaçage des routes,additif de déglaçage,anti-givrage, pré-mouillage, abat-poussière, construc-tion des routes

déglaçage des routes,anti-givrage

déglaçage des routes,additif de déglaçage,anti-givrage desroutes, abat-poussière

déglaçage des routes

agent de déglaçagede remplacementpour les routes

additif anti-agglomérant

additif anti-agglomérant

58,44

110,99

95,21

74,55

484,07

859,25

–21

–51,1

s.o.

–33,3

s.o.

–10,5

0 à –15

<–23

–12

–15

<–15

–3,89

35,7 (0)39,12 (100)

37,1 (0)42,5 (20)

54,25 (20)72,7 (100)

56,7 (100)

31,85 (20) 156,5 (98)

insoluble

Enfin, même si l’on possède des donnéeslimitées sur l’usage de sels dans les aires destationnement et sur les propriétés industrielles,commerciales et autres propriétés privées, laprésente évaluation s’appuie essentiellement surles utilisations et les rejets provenant de l’entrepôtde sels, de l’épandage sur les voies publiques et del’enlèvement de la neige.

2.1.2 Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 1 présente le numéro de registredu Chemical Abstracts Service (CAS) et lespropriétés physico-chimiques de quatre selsinorganiques (soit le chlorure de sodium, lechlorure de calcium, le chlorure de magnésiumet le chlorure de potassium) et des ferrocyanuresutilisés comme sels de voirie.

La température eutectique fait référenceà la température de congélation minimale de l’eauà laquelle un sel a été ajouté. Plus la différenceentre la température ambiante et la températureeutectique est grande, plus le taux de fonte estgrand (Groupe d’experts scientifiques de l’OCDE,1989). Donc, de tous les sels présentés au tableau1, le chlorure de calcium est celui qui aurait letaux de fonte le plus élevé. Les vitesses deréaction du chlorure de sodium et du chlorure decalcium sont comparables, à des températuresentre -1 et 4 °C; cependant, à partir de -5 °C (endescendant), le chlorure de sodium agit pluslentement que le chlorure de calcium, à quantitésépandues égales (Groupe d’experts scientifiques del’OCDE, 1989).

On définit la salinité comme la teneurtotale en matières dissoutes dans l’eau, lorsquetous les carbonates ont été convertis en oxydes,que tous les bromures et iodures ont étéremplacés par des chlorures et que toute la matièreorganique a été oxydée (Stumm et Morgan, 1981).Comme les sels de voirie évalués ici sont deschlorures, le chlorure (Cl–) est l’anion quicontribue le plus à la salinité causée parl’épandage des sels de voirie. Cependant, d’autresanions présents dans l’environnement influentaussi sur la salinité; c’est le cas notamment dubicarbonate (HCO3

–), du carbonate (CO32–) et du

sulfate (SO42–). Parmi les cations qui contribuent

sensiblement à la salinité, mentionnons le calcium(Ca2+), le magnésium (Mg2+), le sodium (Na+)et le potassium (K+). La salinité est par ailleursétroitement liée à la concentration totale enhalogénures, elle-même souvent désignéechlorinité. On décrit la relation entre les deux àl’aide de l’équation de Knudson déterminéeempiriquement (Mayer et al., 1999).

Le ferrocyanure est un anion trèscomplexe et peu soluble, composé d’un atomecentral de fer, entouré d’une configurationoctaèdre de ligands cyanure (Letts, 2000a).

2.1.3 Production et utilisation

Au Canada, les sels de voirie (surtout le chlorurede sodium) sont utilisés comme agents dedésintégration et de fonte de la glace depuis lesannées 1940 (Perchanok et al., 1991).

2.1.3.1 Chlorure de sodium

Le chlorure de sodium, qui est formé (en % de lamasse) d’environ 40 % de sodium et 60 % dechlore, est le principal sel utilisé comme fondanten Amérique du Nord. Des éléments en traces, ycompris des métaux en traces, peuvent constituerjusqu’à 5 % du poids total du sel. Les substancesqui peuvent être présentes sont le phosphore (14-26 mg/L), le soufre (6,78-4 200 mg/L), l’azote(6,78-4 200 mg/L), le cuivre (0,14 mg/L) et le zinc(0,02-0,68 mg/L) (MDOT, 1993).

En 1995, la production mondiale dechlorure de sodium a totalisé 189 000 kilotonnes,les plus gros producteurs étant les États-Unis(21 %), la Chine (15 %), l’Allemagne (8 %) et leCanada (7 %) (Ressources naturelles Canada,1998). L’industrie chimique constitue le principalmarché mondial pour le chlorure de sodium(60 %); viennent ensuite la production de sel detable (20 %) et le déglaçage des routes (10 %)(CIS, 1994).

En 1993, le Canada comptait 12fabricants de chlorure de sodium exploitant24 usines réparties dans sept provinces, d’une



capacité nominale totale de 13 645 kilotonnespar année; la production intérieure a atteint10 895 kilotonnes et 1 010 kilotonnes ont étéimportées des États-Unis et du Mexique, pourun approvisionnement total de 11 905 kilotonnes.De cet approvisionnement total, le Canada aexporté 3 106 kilotonnes, surtout aux États-Unis,et la demande intérieure canadienne s’est chiffréeà 8 799 kilotonnes (CIS, 1994). Au Canada, lechlorure de sodium est utilisé principalementcomme fondant, pour lutter contre la neige et leverglas, ce marché représentant environ la moitiéde la demande intérieure (4 240 kilotonnes, en1993). Les quantités totales utilisées pour ledéglaçage varient d’une année à l’autre selon lesconditions météorologiques (CIS, 1994).

2.1.3.2 Chlorure de calcium

Le chlorure de calcium (en % de la masse, 36 %calcium et 64 % chlore) est le deuxième sel devoirie le plus utilisé en Amérique du Nord et il estégalement le principal abat-poussière chimique enusage au Canada. Le chlorure de calcium liquideest surtout appliqué sur les routes de gravier pourconsolider les agrégats et réduire la poussière.Il est également utilisé comme agent de pré-mouillage du sel et du sable pour l’entretien desroutes en hiver et sert à stabiliser les mélanges debase après leur pulvérisation sur les routes. Deces trois utilisations, le contrôle de la poussièrereprésente environ 97 % de l’utilisation totale(Morin et Perchanok, 2000). Les quantités dechlorure de calcium utilisées pour l’entretien desroutes en hiver pourraient toutefois augmenter, cardivers organismes commencent à faire l’essai destechniques de pré-mouillage.

En 1995, il y avait trois fabricants dechlorure de calcium au Canada, exploitant uneusine en Ontario et quatre puits d’extraction desaumures en Alberta. Cette année-là, la capaciténominale totale pour le chlorure de calcium aatteint 629 kilotonnes au Canada; la productiontotale s’est chiffrée à 399 kilotonnes et25 kilotonnes ont été importées, pour unapprovisionnement total de 424 kilotonnes.De cet approvisionnement, 156 kilotonnes ont étéexportées et la demande intérieure canadienne a

été de 268 kilotonnes. Au total, 201 kilotonnesont été utilisées comme abat-poussière et pour laconstruction de routes, en 1995 (CIS, 1996).

2.1.3.3 Mélange de chlorure de sodium et dechlorure de calcium

Le chlorure de sodium pré-mouillé par unesaumure de chlorure de calcium est recommandépour réduire l’épandage total de sel (Gooding etBodnarchuk, 1994). La quantité totale utiliséesur les routes au Canada est incluse dans lesestimations mentionnées plus haut pour lechlorure de sodium et le chlorure de calcium.

2.1.3.4 Chlorure de magnésium

Bien qu’on ne le recommande pas pour réduire lapoussière sur les routes, le chlorure de magnésium(en % de la masse, 26 % magnésium et 74 %chlore) est un abat-poussière de remplacementutilisé sur les piles de matériel, l’accotement desroutes ou les bassins servant au transfert dematériel (MEEO, 1993). À partir des donnéesfournies par l’industrie, Morin et Perchanok(2000) ont estimé qu’entre 25 000 et 35 000tonnes de chlorure de magnésium sont utiliséeschaque année au Canada pour le déglaçage desroutes. On n’a trouvé aucun renseignement sur levolume de production du chlorure de magnésiumau Canada, mais il est sans doute très faible.

2.1.3.5 Mélange de chlorure de sodium et dechlorure de magnésium

Bien que des fondants à base de chlorure desodium puissent contenir du chlorure demagnésium et certains additifs anticorrosifs(MDOT, 1993), aucune donnée n’indique que cesmélanges sont actuellement utilisés au Canada.

2.1.3.6 Chlorure de potassium

Le chlorure de potassium (en % de la masse, 52%potassium et 48% chlore) est peu utilisé commefondant, mais des résidus miniers de potassecontenant entre 0,5 et 2 % de chlorure depotassium (le reste étant surtout du chlorure desodium) sont épandus sur certaines routes du

Canada comme agents de déglaçage (ICE, 1997).La quantité totale de chlorure de potassiumépandue chaque année sur les routes du Canada aété estimée à 2 000 tonnes, par Morin et Perchnok(2000), et à 3 300 tonnes par l’Institut canadiendes engrais (1997). Il a par ailleurs été estiméque la production totale de chlorure de potassiuma atteint 13,6 millions de tonnes en 1999, lacapacité de production de l’industrie de la potasseétant alors exploitée à 61 % (Prud’homme, 2000).La majeure partie de la potasse produite a étédestinée à des usages agricoles.

2.1.3.7 Saumures

La saumure extraite des champs pétrolifères est unabat-poussière classique, qui se compose decalcium, de magnésium, de sodium et de chlorure.On obtient cette saumure de l’eau de gisementproduite durant l’exploration pétrolière, àplusieurs endroits du sud-ouest de l’Ontario(MEEO, 1993).

2.1.3.8 Ferrocyanure

Pour éviter l’agglutination des chlorures durantl’entreposage et les opérations de déglaçage,on peut y ajouter des ferrocyanures sodique etferrique. Au Canada, de 30 à 124 mg/kg deferrocyanure de sodium sont ajoutés au chlorurede sodium (Letts, 2000a).

Le Canada ne produit pas de ferrocyanurede sodium. Il en importe toutefois quelque 300 à350 tonnes chaque année de fabricants européenset asiatiques, pour servir d’anti-agglomérant.Des sels de voirie contenant du ferrocyanure desodium sont utilisés en Ontario, au Québec et dansles provinces de l’Atlantique. À partir duManitoba jusqu’à l’intérieur de la Colombie-Britannique, le sel résiduaire provenant des minesde potasse de la Saskatchewan est utilisé commefondant, sans être traité au ferrocyanure desodium. Enfin, sur la côte ouest, le sel gemmeimporté du Chili est traité au ferrocyanure desodium, à raison de 60 mg/kg. On peut estimerla quantité de ferrocyanures dans les diversesprovinces à partir de la quantité de sel utilisée etde sa teneur moyenne en ferrocyanures.

2.1.4 Sources et rejets

2.1.4.1 Sources naturelles

Les sources naturelles de chlorure de sodium, dechlorure de calcium, de chlorure de magnésium etde chlorure de potassium dans l’environnementincluent la dégradation et l’érosion des roches etdes sols, les précipitations atmosphériques, lesinfiltrations d’eaux souterraines et les évaporitesou saumures provenant de ces dépôts. Lacomposition des roches, la topographie et le climatsont d’importants facteurs qui contrôlent en grandepartie les taux d’altération et de dissolution.Dans les écosystèmes aquatiques, les cationscomme le calcium, le magnésium et le potassiumsont non seulement associés aux chlorures, maispeuvent aussi provenir de sources naturelles,comme les carbonates présents dans le sol etl’assise rocheuse du bassin versant (Mayer et al.,1999). Les roches ignées et les sols qui ysont associés ont en général une teneur en selsplus faible que le schiste et le calcaire (Pringleet al., 1981). La contribution des sourcesatmosphériques à la salinité est particulièrementimportante dans les régions maritimes côtières.Dans les régions sèches à faibles précipitations,comme les Prairies canadiennes, les sels onttendance à se concentrer à la surface du sol sousl’effet du taux élevé d’évapotranspiration nette.Evans et Frick (2001) passent en revue lesdiverses sources naturelles de sels dans lesécosystèmes aquatiques.

La végétation emmagasine le sodium etle chlore, mais elle les perd aussi facilement sousl’effet de l’absorption d’ions, du lavage desfeuilles et de la décomposition de la litière. Lechlorure est un important soluté inorganique derégulation osmotique. Les réactions chimiquesou biologiques n’influent pas sur la concentrationde chlorure dans l’environnement et le chlorurene se fixe pas aux particules. Le potassium atendance à être l’ion en quantité la plus constantedans les cellules animales. Le calcium est l’ion leplus réactif de tous les principaux cations quicontribuent à la salinité; il est en outre un élémentnutritif essentiel aux plantes supérieures et un deséléments inorganiques de base dans les algues.



Le magnésium joue un rôle important dans lestransformations enzymatiques et il est essentielaux plantes chlorophylliennes.

Enfin, bien que les ferrocyanures ne setrouvent pas à l’état naturel dans l’environnement,les composés de cyanure sont des substancesprésentes à l’état naturel dans plus de 2 000espèces de végétaux (Conn, 1980). Leferrocyanure de sodium et le ferrocyanure ferriquesont très stables et relativement immobiles dansl’environnement. Exposé au soleil, le complexeferrocyanure se décompose et libère des ionscyanure (CN-) (Meeussen et al., 1992a). Dans desconditions naturelles, l’ion cyanure est hydrolyséen une molécule d’acide cyanhydrique (HCN)volatil (Shifrin et al., 1996).

2.1.4.2 Sources anthropiques

Parmi les sources anthropiques de chloruresinorganiques, mentionnons les eaux uséesdomestiques et les procédés industriels (Sonzogniet al., 1983), comme les effluents des industrieschimique et pétrochimique (Johnson et Kauss,1991), la production du gaz et les eaux d’exhaureacide (U.S. EPA, 1973; Pringle et al., 1981).Lorsque ces substances pénètrent dansl’environnement, elles restent en phase aqueusejusqu’à ce que leur concentration dépasse leurproduit de solubilité, auquel moment il peut yavoir cristallisation et sédimentation des selsminéraux.

Il peut y avoir rejet de sels dansl’environnement durant la production,l’extraction, le mélange, ainsi que le transport etl’entreposage en vrac de ces substances.Cependant, comme ces sources industrielles nesont pas toutes destinées à l’épandage sur lesroutes, elles ne sont pas examinées plus à fonddans la présente évaluation.

Tous les sels de voirie finissent parpénétrer dans l’environnement à la suite de :

• l’entreposage dans les entrepôts de sels(y compris les pertes se produisant à partir

des amas d’entreposage et durant lamanutention)

• l’épandage sur les routes (au moment del’épandage et du mouvement ultérieur dessels hors des routes), et

• l’élimination de la neige usée.

Les rejets sont donc associés à lafois à des sources ponctuelles (entreposageet élimination de la neige) et linéaires(épandage sur les routes). Les sections quisuivent passent en revue la documentation utilesur la pénétration des sels dans l’environnement,et plus particulièrement les charges (quantitésépandues sur les routes), l’élimination de la neigeusée et les entrepôts de sels.

2.2 Charges de sels de voirie

La présente section résume les résultats d’unrapport préparé par Morin et Perchanok (2000)qui caractérise l’utilisation des sels de voirie auCanada. On y présente des données sur les tauxd’épandage et les charges massiques annuelles enfonction de la longueur du réseau routier et de larégion géographique. Ces données géographiquesdétaillées ont servi à calculer l’exposition et àétayer des sections subséquentes de la présenteévaluation. Les données de la présente sectionportent sur l’utilisation des sels à base de chlorurede sodium et de chlorure de calcium; les sels dechlorure de magnésium et de chlorure depotassium sont aussi utilisés, mais en moindrequantité. Les représentants de l’industrie estimentqu’environ 25 000 à 35 000 tonnes de chlorurede magnésium et 2 000 tonnes de chlorure depotassium sont utilisées chaque année au Canadapour le déglaçage des routes.

2.2.1 Enquêtes

On a obtenu des renseignements sur l’utilisationdes sels de voirie au Canada au moyen d’enquêtesréalisées par l’Association des transports duCanada, le ministère des Transports de l’Ontarioet Environnement Canada. L’enquête menée parEnvironnement Canada a permis de recueillir des


données auprès des provinces, des municipalitéset du secteur privé. Morin et Perchanok (2000)décrivent en détail la méthodologie utilisée pources enquêtes.

2.2.1.1 Provinces

Tous les ministères des Transports des provinceset des territoires ont fourni des données sur lescharges de sels et sur la longueur du réseauroutier. C’est pour l’hiver 1997-1998 que lesdonnées à l’échelle du pays sont les pluscomplètes et ce sont elles qui ont servi à estimerl’utilisation totale de sels. Une comparaison entreles données fournies par les fournisseurs de sels etcelles obtenues des organismes provinciaux laissecroire que les quantités rapportées sont fiables(Morin et Perchanok, 2000).

2.2.1.2 Administrations municipaleset régionales

Des données sur l’utilisation des sels de voirie etla longueur du réseau routier ont été obtenues de104 municipalités du Canada. On a aussi obtenudes données sur l’utilisation de sels de tous lescomtés et municipalités régionaux de l’Ontario.Certains répondants ont fourni des données surl’usage de sels et la longueur du réseau routierpour chacune des cinq dernières années; d’autresn’ont fourni des données que sur l’utilisation desels durant l’hiver 1997-1998.

2.2.1.3 Données de l’industrie du sel

Les fournisseurs de sels ont présenté des donnéessur les achats et les soumissions, pour 500municipalités au Canada. Une comparaison entreles données sur les soumissions et les achatsindique une forte concordance entre les deux.

2.2.1.4 Estimations municipales

Les renseignements sur l’utilisation de sels partype de route ne sont disponibles que pour 104municipalités. Cependant, même en combinantles données des municipalités (104) à celles desfournisseurs de sels (500 municipalités), onn’arrive pas à la quantité totale utilisée par les

municipalités. Des estimations ont donc été faitespour tenir compte de l’utilisation de sels par lesmunicipalités n’ayant fourni aucune donnée.

Le nombre d’habitants est la variablequi a été choisie pour prévoir l’utilisation desels à l’échelle municipale. Pour ce faire, ona calculé une charge annuelle moyenne parpersonne pour les municipalités ayant répondu àl’enquête ou fourni des données sur les achats etles soumissions, et on a multiplié cette charge parla population de toutes les autres municipalitésd’un district d’entretien. On a ensuite fait lasomme de l’utilisation connue et de l’utilisationestimée de sels par la municipalité pour estimerla quantité totale de sels utilisée par districtd’entretien. À partir de ces estimations, une carteillustrant l’usage de sels par district d’entretien aété établie.

2.2.1.5 Utilisation provinciale et municipale desels comme abat-poussière

Le principal producteur de chlorure de calciuma fourni des estimations sur l’épandage dechlorure de calcium sur les routes, par province,en précisant les taux d’épandage recommandéspar l’industrie. Ces taux varient selon le type deroute de gravier, la densité de la circulation et lespolitiques relatives à l’entretien des routes. Lescharges minimale et maximale ont été calculéespour une route de gravier de 7,4 m de largeur.

2.2.2 Résultats

Des résultats détaillés sont présentés dans Morinet Perchanok (2000).

À partir des données recueillies lors de l’enquête,on a créé des cartes illustrant la distributiondes routes provinciales. On a aussi calculé etcartographié une fraction de la superficie duréseau routier provincial (la figure 1 illustrela superficie des routes entretenues par lesorganismes provinciaux et sur lesquelles il peuty avoir épandage de sel, par district d’entretien).Cette carte peut servir à estimer les chargesen sels dans les eaux de surface, dans les zonesde drainage ayant une superficie et un profil


similaires. Les districts affichant la plus forteproportion de routes sur lesquelles il peut y avoirépandage de sel sont situés dans certaines régionsdes provinces de l’Atlantique, le sud du Québec,le sud de l’Ontario et certaines parties de laColombie-Britannique.

2.2.2.1 Chlorure de sodium

2.2.2.1.1 Taux d’épandage recommandés

La figure 2 montre les taux d’épandageprovinciaux recommandés et la figure 3 présenteceux de certaines municipalités choisies. On nepeut toutefois pas utiliser les taux d’épandage pourquantifier les charges annuelles : ces tauxrenseignent sur la quantité de sel utilisée à chaqueépandage, mais non sur le nombre d’épandages etsur la masse totale ainsi appliquée. Les chargesfont référence à la masse annuelle totale moyenne,et non aux taux d’épandage.

2.2.2.1.2 Charges

Les données détaillées ont été analyséesséparément par administrations provinciales,municipales et régionales, incluant le calcul de lamasse de sels en fonction de la longueur et de lasuperficie des routes à deux voies sur lesquellesil peut y avoir épandage de sels et de la superficiedu district d’entretien (Morin et Perchanok, 2000).Les régions ayant les plus fortes charges sontsituées dans le centre et le sud de l’Ontarioet du Québec, suivies par les provinces del’Atlantique et les Prairies, où les charges sontles plus faibles.

Les charges municipales ont étécombinées aux charges provinciales et territorialespour estimer l’utilisation totale de sels par districtd’entretien, durant l’hiver 1997-1998 (figure 4);on estime que 4 418 462 tonnes de chlorure desodium ont été utilisées pour le déglaçage desroutes au Canada.

FIGURE 1 Segment régional du réseau routier provincial (d’après Morin et Perchanok, 2000)

900 0 900 1800

Cependant, cette estimation de la chargetotale ne tient compte que de l’utilisation des selsde voirie par les administrations municipales,provinciales, territoriales et régionales. Lescompagnies privées, les industries et les agences,comme les autorités portuaires et les sociétés detransport, utilisent elles aussi des sels de voirie.Cheminfo (1999) a estimé que l’utilisation totalepar des clients commerciaux et industrielsreprésente de 5 à 10 % du marché des sels devoirie. On a eu recours à une valeur médiane de7,5 % pour estimer la quantité de sels de voirieutilisée par les sources commerciales etindustrielles au Canada (tableau 2). Si on inclutcette quantité, on obtient alors une estimation de4 749 847 tonnes de chlorure de sodium durantl’hiver 1997-1998.

2.2.2.2 Chlorure de calcium

Le tableau 3 indique la quantité de chlorure decalcium utilisée par les provinces et les territoires.Bien que l’Ontario soit la province qui utilise laplus grande quantité de chlorure de calcium surses routes, les analyses faites par Morin etPerchanok (2000) indiquent que la Nouvelle-

Écosse est la province qui en consomme le plus,par unité de surface.

2.2.2.3 Charges totales de chlorure

Pour estimer l’utilisation totale de chloruressur les routes par province, on a combiné lesquantités estimatives de chlorure de sodium et dechlorure de calcium épandues sur les routes duCanada. Le tableau 4 présente l’utilisation totalede chlorures par province, d’après la charge totalede chlorure de sodium durant l’hiver 1997-1998 etl’utilisation estimée de chlorure de calcium aucours d’une année normale. La masse de chlorureutilisée par région d’une province a été calculéepour établir des comparaisons entre les charges.Ainsi, bien que l’Ontario et le Québec soient lesprovinces qui utilisent le plus de chlorures sur lesroutes, la Nouvelle-Écosse est celle où la chargepar unité de surface est la plus élevée (Morin etPerchanok, 2000).

2.2.2.4 Tendances historiques

Les fluctuations, au fil des ans, des charges desels de voirie ont été examinées, grâce aux


FIGURE 2 Taux d’épandage de sels de voirie (chlorure de sodium) par agence provinciale en 1998(d’après Morin et Perchanok, 2000)

CB AB SK MB ON QC NB NÉ ÎPE TN

kg d

e se

l/km

de

rout

e à

2 vo

ies

Min

Moyenne

Max


FIGURE 3 Taux d’épandage moyen de sels voirie (chlorure de sodium) par municipalité en 1998(d’après Morin et Perchanok, 2000)

FIGURE 4 Quantités totales de chlorure de sodium utilisées par district d’entretien (d’après Morin etPerchanok, 2000)

Metro TO = Région métropolitaine de Toronto avant l’amalgamationMROC = Municipalité régionale d’Ottawa-Carleton

0 - 10 000

> 10 000 - 15 000

> 15 000 - 30 000

> 30 000 - 60 000

> 60 000 - 100 000

> 100 000 - 500 000

kg d

e se

l/km

de

rout

e à

2 vo

ies

900 0 900 1800

données à long terme sur l’utilisation totale desels obtenues de quelques organismes chargésde l’entretien des routes. Alors que ces donnéessemblent indiquer que les charges totales de selsde voirie ont dans l’ensemble augmenté, ellesindiquent également que ces charges fluctuentd’une année à l’autre. Il est en outre difficile deconclure qu’il y a eu augmentation des chargessans données sur la longueur du réseau routier àentretenir.

Un des moyens de déterminer, de façonapproximative, si les charges annuelles de selsde voirie ont fluctué est de comparer les donnéesd’enquête compilées par le Salt Institute, entrele milieu des années 1960 et le début desannées 1980 (Salt Institute, 1964-1983), auxdonnées recueillies dans le cadre de l’enquêtequinquennale (de 1993-1994 à 1997-1998). Cettecomparaison semble indiquer que les chargesde sels de voirie, par kilomètre de route à deux

voies, n’ont pas diminué. Ainsi, alors que certainsorganismes ont utilisé des quantités similaires desels par kilomètre de routes à deux voies durantces deux périodes, d’autres les ont légèrementaugmentées entre le début des années 1980 et lemilieu des années 1990. La figure 5 illustre lescharges provinciales moyennes par kilomètre deroute provinciale (à deux voies) pour l’Ontario, leQuébec, le Nouveau-Brunswick et la Nouvelle-Écosse.

On a évalué la comparabilité et leregroupement des données obtenues desdifférentes sources, à différentes périodes, encomparant la concordance de divers ensembles dedonnées obtenus d’organismes provinciaux del’Ontario et de la Nouvelle-Écosse. Il a toutefoisété impossible de faire cette comparaison pour lesautres provinces, vu l’absence de chevauchemententre les données. Lorsqu’une comparaison a puêtre établie, celle-ci a indiqué une concordance


TABLEAU 2 Charges totales de chlorure de sodium sur les routes, hiver 1997-1998 (d’après Morin etPerchanok, 2000)

Province Charge de sels de voirie à base de chlorure de sodium (tonnes)Province Comtés et Total Usage Total

municipalités province/ commercial et(estimation) comtés et industriel

municipalités (estimation)Colombie-Britannique 83 458 48 199 131 657 9 874 141 531Alberta 101 063 67 870 168 933 12 670 181 603Saskatchewan 44 001 4 844 48 845 3 663 52 508Manitoba 36 780 28 256 65 036 4 878 69 914Ontario 592 932 1 123 653 1 716 585 128 744 1 845 329Québec 609 550 827 205 1 436 755 107 757 1 544 512Nouveau-Brunswick 189 093 75 826 264 919 19 869 284 788Île-du-Prince-Édouard 23 051 4 300 27 351 2 051 29 402Nouvelle-Écosse 270 105 77 761 347 866 26 090 373 956Terre-Neuve 159 200 47 558 206 758 15 507 222 265Yukon 1 791 120 1 911 143 2 054Territoires du

Nord-Ouest 2 1 846 0 1 846 138 1 984Total 2 112 870 2 305 592 4 418 462 331 385 4 749 847

1 On suppose que l’usage commercial et industriel des sels de voirie correspond à 7,5 % de l’utilisation provinciale etmunicipale (d’après une estimation de Cheminfo, 1999).

2 Incluant le Nunavut.


entre les quantités déclarées. À titre d’exemple,les données obtenues du Salt Institute indiquentque le ministère des Transports de l’Ontario autilisé respectivement 418 997, 486 648 et402 346 tonnes de chlorure de sodium durantles hivers 1978-1979, 1981-1982 et 1982-1983(Salt Institute, 1964-1983), alors que les donnéesfournies par le ministère des Transports de

l’Ontario, pour ces mêmes années, font étatrespectivement de 415 381, 486 648 et 402 346tonnes de chlorure de sodium. On note une mêmeconcordance entre les données du Salt Institute etcelles du ministère des Transports et des Travauxpublics de la Nouvelle-Écosse, toutes deuxindiquant que 201 989 et 129 453 tonnes dechlorure de sodium ont été utilisées durant les

TABLEAU 3 Quantités estimatives de chlorure de calcium épandues sur les routes, au cours d’uneannée normale (d’après Morin et Perchanok, 2000)

Province Quantité de chlorure de calcium (tonnes)Colombie-Britannique 12 573Alberta 6 985Saskatchewan 2 794Manitoba 6 985Ontario 45 405Québec 20 956Nouveau-Brunswick 1 746Île-du-Prince-Édouard 349Nouvelle-Écosse 5 169Terre-Neuve 839Yukon 1 397Territoires du Nord-Ouest1 2 794Total 107 992


TABLEAU 4 Charges totales de chlorure (d’après Morin et Perchanok, 2000)

Province Charge de chlorure (tonnes)Colombie-Britannique 93 900Alberta 114 641Saskatchewan 33 642Manitoba 46 880Ontario 1 148 570Québec 950 444Nouveau-Brunswick 173 896Île-du-Prince-Édouard 18 061Nouvelle-Écosse 230 182Terre-Neuve 135 384Territoire du Yukon 2 139Territoires du Nord-Ouest1 2 989Total 2 950 728


hivers 1981-1982 et 1982-1983. Malgré lecaractère limité de cette comparaison, celle-cilaisse croire que les données du Salt Institute etdes organismes provinciaux concordent.

2.2.3 Fiabilité des données sur les charges

Malgré tous les efforts qui sont faits en vued’obtenir des données auprès des sources les plusexactes qui soient, il se peut que des erreurs seglissent dans les données et les calculs. Il estpossible, par exemple, que la quantité déclaréede sels épandus soit inexacte ou que certainesutilisations des sels ne soient pas rapportées.Il peut aussi y avoir manque de cohérence dansla déclaration des données. Ainsi, dans certainesprovinces, les achats de sels de voirie destinésaux municipalités sont faits par les provincesou celles-ci s’occupent de l’entretien des routesmunicipales; les données municipales peuventdonc être incluses dans les charges provincialespour certains districts. Un autre problème tient aufait que les données de l’enquête portent sur lesel acheté et non sur le sel utilisé. Bien que toutle sel acheté finisse par être utilisé, il n’y a aucunmoyen de déterminer la quantité de sel qui estépandue chaque année. On a évalué les erreurspossibles dans les données des fournisseurs desels, en corrélant les appels d’offre et l’utilisationau niveau provincial. Dans l’ensemble, on noteune forte corrélation entre les deux ensemblesde données.

Une autre source potentielle d’erreurspourrait être l’utilisation des données de 1997-1998 pour caractériser les charges de sels. Eneffet, même si ces quantités correspondent à lameilleure estimation, les données provincialesdisponibles indiquent que les charges varientd’une année à l’autre. Une comparaison entreles données obtenues de tous les organismes ayantfourni des données sur les charges totales de selspar unité de longueur de route, pour les cinqannées à l’étude, laisse croire toutefois que l’hiver1997-1998 n’est pas anormal (figure 5). Aussi,pour valider l’hypothèse voulant que l’hiver 1997-1998 soit représentatif, deux analyses statistiquesont été faites (Collins, 2000). Les données ontd’abord été analysées selon l’analyse de la

variance (ANOVA); comme ces données necorrespondaient pas à une distribution normale,une analyse a aussi été faite au moyen de laméthode non paramétrique à deux voies deFriedman, par rang. Chaque fois qu’unedifférence significative a été observée entre desannées, la méthode de diminution graduelle deRyan a été utilisée pour analyser les écarts entreles années. Les résultats obtenus par ces analysesindiquent des charges légèrement inférieures pourl’année 1997-1998 (Collins, 2000).

Une des limites potentielles de cesanalyses pourrait être due au fait qu’une catégorie« route sur laquelle il peut y avoir épandage desels » a servi à caractériser les charges de sels.Or, comme les autoroutes reçoivent généralementdes charges plus fortes, on pourrait alléguer quel’utilisation d’une telle catégorie a pour effet desous-estimer les charges de sels sur les routesoù le volume de circulation est élevé. Une autrelimite pourrait venir de l’utilisation du nombred’habitants pour estimer les charges de sels dansles municipalités n’ayant pas fourni de données.En effet, même s’il existe une bonne corrélationentre la population des municipalités etl’utilisation de sels au niveau provincial, larigueur de cette relation varie d’un districtd’entretien à un autre.

En dépit de ces limites possibles, lesdonnées présentées sont de bons indicateursdes quantités de sels utilisées sur les routes auCanada, notamment lorsqu’on considère qu’il y aune différence de 9,4 % (417 501 tonnes) entrel’utilisation connue et l’utilisation estimée dechlorure de sodium par municipalité, comté etprovince, pour l’hiver 1997-1998.

2.2.4 Sommaire

L’utilisation annuelle de sels de voirie à base dechlorure de sodium et de chlorure de calcium auCanada a été estimée à partir d’enquêtes réaliséesauprès d’agences provinciales, territoriales etmunicipales, des données obtenues de l’industrieet des estimations fondées sur la population. Onestime ainsi qu’environ 4,75 millions de tonnes dechlorure de sodium ont servi au déglaçage des


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routes pendant l’hiver 1997-1998 et que 110 000tonnes de chlorure de calcium sont épandues surles routes durant une année normale. Si on lescombine, on obtient 2,95 millions de tonnes dechlorure épandues sur les routes au Canada durantl’année 1997-1998. Il faut reconnaître toutefoisque les quantités fluctuent d’une année à l’autre,notamment parce que les conditions climatiquesvarient.

Les charges annuelles varient selon larégion géographique, les charges les plus fortes(en fonction de la longueur du réseau routier)étant observées en Ontario et au Québec; lescharges sont moyennes dans les provinces del’Atlantique et elles sont les plus faibles dans lesprovinces de l’Ouest. Les données présentées danscette section indiquent que, dans l’ensemble, lescharges de sels de voirie n’ont pas diminué aucours des 20 dernières années et qu’elles auraientau contraire augmenté dans certaines provinces,depuis la fin des années 1970 (figure 5).

2.3 Élimination de la neige

Delisle et Dériger (2000) ont passé en revue lespropriétés physico-chimiques et écotoxicologiquesde la neige usée déblayée des routes, ainsi que lesdifférentes méthodes utilisées pour l’enlèvement dela neige des routes et des trottoirs.

2.3.1 Caractérisation de la neige usée

Les sels de voirie contribuent à la présence d’ionssodium, chlorure et cyanure dans la neige. Parmiles autres principaux contaminants présents dansla neige en milieux urbains, mentionnons desdébris, des matières en suspension, des huiles etdes graisses et des métaux (plomb, manganèse,fer et chrome) (Gouvernement du Québec, 1997).Dans certaines municipalités du Québec, laconcentration moyenne de chlorure dans la neigeen bordure des routes ou dans l’eau de fontequi en provient varie de 3,8 à 5 689 mg/L (voirDelisle et Dériger, 2000).

FIGURE 5 Historique de l’utilisation de sels de voirie par les agences provinciales (fondée sur lesenquêtes du « Salt Institute 1964-1983 » et Morin et Perchanok, 2000)

LSIP RAPPORT D’ÉVALUATION — SELS DE VOIRIE

� tonnes • t/km de routes à 2 voies

Provinces et années

´

Chenevier (1997) a analysé les paramètresphysico-chimiques de la neige prélevée enbordure de routes principales et secondaires deMontréal, en 1997. Pour tous les paramètresexaminés, des concentrations plus élevées ont étéobservées dans la neige provenant des routesprincipales; dans le cas du chlorure, par exemple,la concentration moyenne a été de 3 115 mg/Lpour les rues secondaires et de 5 066 mg/L pourles rues principales (Delisle et Dériger, 2000).Cette différence s’explique sans doute par unefréquence ou un taux d’épandage plus élevé dessels de voirie. Dans le cadre d’une étude similaireréalisée par Delisle et al. (1997), les propriétésphysico-chimiques de la neige en bordure desroutes ont été examinées lors de deux tempêtes enjanvier 1997. La concentration moyenne dechlorure mesurée dans les échantillons prélevésdurant la première et la deuxième tempêtes a étérespectivement de 7 716 et 3 663 mg/L, laconcentration dans les 24 échantillons prélevésdurant les deux tempêtes variant entre 1 366 et18 230 mg/L.

Un grand nombre de facteurs influentsur les caractéristiques de la neige en bordure desroutes, notamment la taille de la collectivité, lefacteur d’occupation des terres, la densité de lacirculation, la quantité de sels de déneigement etd’abrasifs utilisés ainsi que la durée des activitésde déneigement (Malmqvist, 1985; Delisle et al.,1995). En général, la teneur en contaminants varieaussi avec le temps : ainsi, 72 heures après ledéneigement, des concentrations de chlorure de530 mg/L et de 7 496 mg/L ont été mesuréesdans la neige provenant respectivement derues résidentielles et commerciales (Delisle etLeduc, 1987); après plus d’une semaine, cesconcentrations avaient diminué à 590 mg/L, sansdoute sous l’effet de la perte d’ions par l’eau defonte.

2.3.2 Volumes de neige dans les villescanadiennes

Il est parfois nécessaire de procéder àl’enlèvement et à l’élimination de la neige,


TABLEAU 5 Volume total de neige usée et quantité de sels utilisée dans certaines villes canadiennes,durant l’hiver 1997-1998 (d’après Delisle et Dériger, 2000)

Ville Volume total de neige Quantité de sel utilisée(m3)1 (tonnes)

Vancouver <100 000 2 254Calgary 320 000 20 428Regina 150 000 2 067Winnipeg 175 000 24 525Toronto (avant la fusion) 1 500 000 17 884Ottawa-Carleton 1 220 000 68 000Montréal 11 258 000 60 000Québec 3 000 000 35 000Moncton 159 000 12 695Halifax N/A 41 679Charlottetown N/A 2 300St. John’s N/A 21 530

1 Ces quantités sont approximatives et varient d’une année à l’autre en fonction des chutes de neige; n.d. = non disponible.2 Plus 100 000 tonnes d’un mélange de sable et de sel contenant 5 % de NaCl.3 Plus 39 000 tonnes d’un mélange de sable et de gravier (en proportions de 1:9 pour les trottoirs et de 5:5 pour les rues) en

périodes de pluie verglaçante.

2

3


lorsque l’accumulation sur les routes ou le longdes routes gêne la circulation ou nuit à la sécurité.La quantité de neige à enlever et à éliminer dépenddu volume de neige et de l’ampleur del’aménagement urbain (tableau 5). Étant donnél’importance des chutes de neige à Montréal (dansle sud du Québec, les chutes de neige varientannuellement entre 200 et 350 cm), ainsi quela superficie et la densité de la ville, quelque11,258 millions de mètres cubes de neige ont étéacheminés aux lieux d’élimination de la neigedurant l’hiver 1997-1998, comparativement à1,5 million de mètres cubes à Toronto (avantla fusion municipale) et à un total d’environ30 millions de mètres cubes, pour l’ensembledes municipalités du Québec.

2.3.3 Méthodes d’enlèvement etd’élimination de la neige

Le déblaiement de la neige consiste habituellementà chasser la neige vers l’accotement de la route.Dans les villes, le déblaiement peut commencerlorsqu’il y a accumulation de 2,5 cm de neigeau sol et celle-ci est alors repoussée sur lescôtés des rues et sur les trottoirs. Lorsquel’accumulation est importante (plus de 10 cm) ouque les conditions l’exigent, on procède alors à

l’enlèvement de la neige et à son transport dansdivers lieux d’élimination (Ville de Montréal,1998). Delisle et Dériger (2000) décrivent lesdiverses méthodes d’élimination de la neige quisont regroupées ci-après en trois catégories.

2.3.3.1 Méthodes sans enlèvement de la neige

Les méthodes de déneigement sans enlèvementde la neige consistent habituellement à repousserla neige le long de la route au moyen de chasse-neige ou à la souffler sur les terrains adjacents.En général, ces méthodes ne sont pas efficacesdans les régions où le taux d’occupation des solsest élevé (Delisle, 1994). Elles sont par contreles méthodes les plus répandues pour dégagerles routes dans les régions non urbaines. Ce typede méthode contribue aux impacts que peuventcauser les sels de voirie sur les sols, la végétation,les eaux de surface et les eaux souterraines enbordure des routes. Des données recueillies parWatson (2000) ont permis de déterminer lesconcentrations de chlorure dans les étangs et lesterres humides situés à proximité de routes, dans lesud de l’Ontario. Les résultats de cette étudeindiquent que les concentrations de chlorurevarient, mais des concentrations supérieures à4 000 mg/L ont été observées. Ils révèlent par

TABLEAU 6 Méthodes d’élimination de la neige utilisées dans certaines villes canadiennes, durantl’hiver 1997-1998 (d’après Delisle et Dériger, 2000)

Ville Élimination de la neige usée (% du volume total de neige)Décharge Carrières Puits de Fondeuses Cours d’eau de surface descente ou océan

Vancouver 10 – – – 90Calgary 100 – – – –Regina 100 – – – –Winnipeg 100 – – – –Toronto 90 – – 10 –Ottawa-Carleton 100 – – – –Montréal 25 37,7 18 – 19,3Québec City 100 – – – –Moncton 100 – – – –Halifax – – – – 100St. John’s – – – – 100

ailleurs que le ruissellement provenant des routespeut avoir une incidence négative sur les milieuxaquatiques adjacents.

Selon une étude menée par Delisle (1999),laquelle a établi un lien entre la présence deconcentrations élevées de chlorure dans les puitsmunicipaux et l’épandage de sels de voirie, desconcentrations élevées de chlorure ont étéobservées dans une région où l’on a laissé l’eaudes fossés s’infiltrer dans les sols. Lesconcentrations de chlorure dans trois puitsmunicipaux de la région à l’étude ont ainsiaugmenté de 102, 116 et 145 mg/L, entre 1983et 1994.

2.3.3.2 Méthodes avec rejet dans les plansd’eau, après traitement de l’eau de fonte

La neige peut être transportée dans des lieuxd’élimination, où la neige fond et où l’eau de fonteest traitée; cette méthode consiste habituellement àdécharger la neige en surface ou dans des carrièresoù le ruissellement est acheminé vers desinstallations de traitement. En général, les lieuxd’élimination de la neige sont aménagés sur dessols imperméables ou légèrement perméables, oumunis d’une membrane géotextile. Certains lieuxsont également dotés d’installations de décantationou sont conçus de manière à ce que l’eau defonte soit acheminée vers des installations detraitement des eaux usées (Gouvernement duQuébec, 1991). Ces sites ne doivent pas êtreaménagés à proximité de cours d’eau quipourraient être dégradés par le ruissellement.

Pinard et al. (1989) ont déterminé lesconcentrations de chlorure dans le ruissellementprovenant des lieux d’élimination de la neige.Cette étude a révélé que seulement 2 % du selépandu sur les routes des villes se retrouvait dansl’eau de fonte s’écoulant des lieux d’éliminationde la neige, la majeure partie du sel ayantprobablement déjà pénétré dans l’environnement,à partir des routes ou des accotements. Cesdonnées concordent avec celles de Delisleet Leduc (1987) qui ont constaté que laconcentration de chlorure dans la neige en

bordure des routes commence par augmenter,puis diminue avec le temps. Il convient toutefoisde noter que la concentration de chlorure dansla neige usée varie selon le type de rue, laconcentration mesurée dans la neige provenant derues principales pouvant dépasser, d’un ordre degrandeur, la concentration mesurée dans la neigeusée de routes secondaires.

Cependant, même si le pourcentage desels dans la neige amenée aux lieux d’éliminationpeut être faible (p. ex., 2 %), la concentration dechlorure dans le ruissellement demeure élevée.Une étude réalisée par Péloquin (1993) faitainsi état d’une concentration moyenne dechlorure de 414 mg/L dans l’eau de fonte d’unlieu d’élimination de la neige. Pour leur part,Pinard et al. (1989) ont évalué la concentrationde chlorure dans l’eau de ruissellement provenantd’un lieu d’élimination de la neige situé àQuébec, entre le 18 avril et la fin de juin 1988, etconstaté que la concentration variait entre 100 et1 100 mg/L. Les concentrations les plus élevéesont été observées au début de l’échantillonnageet ont diminué graduellement tout au longdu printemps. On ignore toutefois si lesconcentrations de chlorure étaient plus élevéesdans l’eau de ruissellement avant le débutdu programme de surveillance, ou si lesconcentrations ont augmenté tout au long del’été à cause d’une diminution du volume d’eaude ruissellement.

Les effets potentiels de l’eau de fonte surla qualité des eaux souterraines varient selon lelieu d’élimination. Selon une étude décrite dansMorin (2000), des concentrations de chlorurevariant entre 233 et 1 820 mg/L ont été mesuréesdans des puits de surveillance aménagés pourévaluer l’incidence d’un lieu d’élimination de laneige sur la qualité des eaux souterraines à faibleprofondeur.

Certains organismes (p. ex., la Ville deMontréal) déversent la neige dans des puits dedescente reliés aux réseaux d’égouts municipaux(Godbout, 1996; Couture, 1997). D’autres ontrecours à des fondeuses à neige, qui peuvent êtrefixes ou mobiles, et qui ont pour effet d’entraîner



le déversement d’eau, plutôt que de neige, dans leréseau d’égouts. La neige est amenée par camionet versée dans des réservoirs d’eau préchauffée,munis de brûleurs au mazout ou au gaz. La Villede Toronto utilise cette technique à l’occasion.Depuis janvier 1998, la ville de Cap-Rouge, auQuébec, utilise une technique « géothermique »pour faire fondre la neige, laquelle consisteà utiliser des formations géologiquescomme réservoirs naturels où l’eau est stockéedurant l’été et maintenue à une températuresuffisamment élevée pour faire fondre la neigeen hiver (Bilodeau, 1999).

2.3.3.3 Méthodes de rejet dans les eaux desurface sans traitement préalable

Cette méthode consiste à déverser la neigedirectement dans un cours d’eau ou sur ses rives,ou encore dans des puits de descente non reliésà une station d’épuration. Cette méthode entraînele rejet direct de la neige usée et de tous lescontaminants qu’elle renferme dans les eaux desurface (rivières ou océans), après l’éliminationpartielle des gros débris (rejet sur le rivage) oudilution possible par les eaux pluviales (rejet dansdes puits de descente non reliés à une usined’épuration).

2.3.4 Méthodes d’élimination utilisées parles municipalités canadiennes

Le tableau 6 présente les méthodes d’élimination dela neige utilisées par certaines municipalités duCanada. La Ville de Montréal est celle qui utilise leplus large éventail de méthodes d’élimination; en1997-1998, Montréal a ainsi eu recours à desdécharges de surface (7), des puits de descente (11)et des carrières (2); la neige a aussi été déversée dansle fleuve Saint-Laurent à 3 endroits (Ville deMontréal, 1998).

Il est clair que les décharges de surfaceconstituent la méthode d’élimination la pluscourante au Canada. Regina, par exemple, en utilisede deux à cinq, selon l’année (Ville de Regina,1997). Dans le cas de la municipalité régionaled’Ottawa-Carleton, plusieurs études ont été

effectuées pour déterminer le nombre de déchargesde surface nécessaires à l’élimination de la neigedans cette région (McNeely Engineering, 1990;McNeely-Tunnock Ltd., 1995). Dans quelques cas,comme St. John’s, Halifax et Vancouver, la neige estdéversée dans l’océan. Au Québec, le déversementdirect de la neige dans les eaux douces de surfaceest restreint et sera interdit à compter de 2002.

Auparavant, des municipalités commeMontréal soufflaient la neige sur les propriétésprivées et, à l’occasion, utilisaient des fondeusesà neige. Les pressions sociales et politiques onttoutefois forcé la Ville de Montréal à abandonnerpresque entièrement le soufflage de la neige surles propriétés privées, et les fondeuses à neige sesont révélées trop coûteuses à exploiter, en raisondu prix élevé du carburant (Ville de Montréal,1998). Dans certaines villes comme Halifax,on a recours à de grandes quantités de sels dedéneigement, mais l’enlèvement de la neige esttrès peu pratiqué, les eaux de fonte étant dirigéesvers les réseaux d’égouts pluviaux (Delisle etDériger, 2000).

2.3.5 Sommaire

Outre les ions inorganiques provenant des selsde voirie, la neige usée peut contenir une grandevariété de contaminants physiques et chimiques.Les ions chlorure sont dissous puis transportésdans l’eau de fonte de la neige et échappenten grande partie aux procédés physiques oubiologiques de traitement de l’eau. Leurs effetsdépendent des quantités et des concentrationstotales d’ions au point de rejet de l’eau de fontedans les eaux de surface, le sol et les eauxsouterraines. Bien que les concentrations dechlorure dans la neige usée et son eau de fontevarient sensiblement, elles peuvent atteindre18 000 mg/L. À Montréal, la concentrationmoyenne de chlorure dans la neige provenantd’artères principales et secondaires a étérespectivement de 3 000 mg/L et de 5 000 mg/L.Les municipalités canadiennes utilisent diversesméthodes d’élimination de la neige, mais lesdécharges de surface sont les plus répandues.Enfin, malgré l’incertitude quant à la proportionde sels susceptible d’être transportée dans les

lieux d’élimination de la neige, il ne fait aucundoute que l’eau de ruissellement qui s’écoule deces lieux contient de fortes concentrations dechlorure.

2.4 Entrepôts de sels

Les entrepôts de sels (aussi appelés dépôtsde voirie) servent à entreposer les produitsd’entretien avant leur épandage sur les routes.Les sections qui suivent décrivent et caractérisentces installations, indiquent les voies d’expositionenvironnementale et présentent les concentrationsqui ont été mesurées à des endroits précis, autourde ces dépôts. La plupart des données sont baséessur les normes qui s’appliquaient avant 1998,relativement à la conception des entrepôts de selset au stockage des sels de voirie. Bien que l’onfasse aujourd’hui la promotion de concepts plusefficaces pour réduire les pertes de sel (ATC,1999), les normes actuelles en matière deconception et de gestion sont sensiblement les

mêmes que celles examinées dans le présentrapport. Les données dans les sections qui suiventont été résumées à partir d’un rapport préparé parSnodgrass et Morin (2000).

2.4.1 Nombre d’entrepôts de sels etquantités entreposées

Les données compilées par Morin et Perchanok(2000) ont servi à estimer le nombred’entrepôts de sels provinciaux et territoriauxet les quantités de sels de voirie et d’abrasifsqui y sont entreposées. On ne possède pasd’information précise sur le nombre d’entrepôtsde sels au Canada, mais on a estimé qu’il existe1 300 entrepôts provinciaux. Les quantitésmoyennes dans chaque entrepôt de sels ont étéestimées en supposant que la quantité totale desels et d’abrasifs utilisée par les diverses instancesétait répartie également entre tous les entrepôtsde sels (tableau 7). À noter toutefois que cetableau n’inclut pas les dépôts des municipalitéset des comtés, ni ceux des compagnies privées;


TABLEAU 7 Nombre d’entrepôts provinciaux de sels et quantité de chlorure de sodium et d’abrasifsutilisée, par province (d’après Snodgrass et Morin, 2000)

Province No Quantité Quantité Tonnes Tonnes d’entrepôts totale de totale d’abrasifs de NaCl/ d’abrasifs/

de sels NaCl utilisée utilisée entrepôt entrepôtColombie-Britannique 166 83 458 720 717 503 4 342Alberta 71 101 063 300 464 1 423 4 232Saskatchewan 86 44 001 30 939 512 360Manitoba 67 36 780 37 800 549 564Ontario 158 592 932 555 859 3 753 3 518Québec 478 609 550 548 996 1 275 1 149Nouveau-Brunswick 95 189 093 376 705 1 990 3 965Île-du-Prince-Édouard 10 23 051 85 735 2 305 8 574Nouvelle-Écosse 82 270 105 81 943 3 294 999Terre-Neuve 44 159 200 269 460 3 618 6 124Yukon 23 1 791 38 000 78 1 652Territoires du

Nord-Ouest1 10 1 846 11 400 185 1 140Total 1 290 2 112 870 3 058 017


le nombre de dépôts au Canada y est doncgrandement sous-estimé. Au Canada, la quantitémoyenne de sels et d’abrasifs entreposée varieconsidérablement d’un entrepôt à un autre.Selon le tableau 7, la quantité moyenne de selsdans les entrepôts du Québec, de l’Ontario etdes Maritimes varie entre 1 300 et 3 800 tonnes,alors que la quantité moyenne d’abrasifs pour cesmêmes provinces varie entre 1 000 et 8 600tonnes. Snodgrass et Morin (2000) présentent lenombre d’entrepôts de sels par district et lesquantités moyennes (en tonnes) de chlorure desodium et d’abrasifs par entrepôt, dans certainesprovinces.

Selon les données obtenues pour117 entrepôts administrés par le ministère desTransports de l’Ontario durant l’hiver 1997-1998,la quantité de chlorure de sodium stockée à cesendroits a varié de 45 à 21 400 tonnes par dépôt,alors que les quantités d’abrasifs ont varié entre10 et 13 200 tonnes par dépôt.

2.4.2 Conception et gestion des entrepôtsde sels

Les entrepôts de sels peuvent être aménagésà des endroits fort variés, et leur conceptionainsi que les normes qui s’y appliquent varientconsidérablement d’un endroit à l’autre du pays.Par conséquent, le niveau de protection contreles intempéries varie lui aussi sensiblement. Lesinstallations couvertes utilisées pour le stockagedes sels de voirie incluent les dômes ou igloos,ainsi que les remises et les appentis, avec ou sansportes et murs. Certains organismes considèrentmême que l’entreposage sous les ponts routierscorrespond à un entrepôt couvert. Les sels peuventêtre entreposés sur une plate-forme d’asphalte oude béton, ou à l’extérieur sur une bâche deplastique épais et recouverts d’une autre bâche.Même si l’entreposage en installations couvertesoffre une certaine protection contre lesprécipitations qui causent la lixiviation des sels,aucune norme universelle ne régit la conceptiondes installations d’entreposage. L’utilisation desmeilleures pratiques de gestion favorisant un bon

entretien des entrepôts est tout aussi importantepour réduire les pertes de sels. L’efficacité de cespratiques dépend cependant de la rigueur aveclaquelle elles sont appliquées.

Les sels peuvent provenir aussi bien despiles d’abrasifs auxquels ils sont mélangés quedes piles de sels. Les piles de sels et d’abrasifsconsistent en du sel mélangé à du sable ou à dugravier pour éviter le gel ou l’agglomération desabrasifs (ministères de l’Environnement et desTransports du Nouveau-Brunswick, 1978). Lepourcentage de sel dans ces mélanges varie —la plupart des agences utilisent un mélange à 5 %,mais le pourcentage peut fluctuer entre 2,5 et15 %. Une étude a été réalisée au Nouveau-Brunswick (ME et MT du N.-B., 1978) pourévaluer la quantité et la qualité du lixiviatprovenant d’une pile d’abrasifs de 2 000 tonnesayant une teneur en sel de 2,5 %. Durant lapremière année, 420 m3 de lixiviat ont étéanalysés grâce au système de surveillance.La figure 6 illustre les concentrations de sodium et de chlorure mesurées dans le lixiviat,les concentrations maximales ayant atteintrespectivement 37 000 et 66 000 mg/L. On estimeque la perte totale de sels par lixiviation durantla première année a été de 18,2 tonnes, soit plusdu tiers de la quantité totale de sels ajoutée auxabrasifs, et ce même si 80 % de la pile d’abrasifsavait déjà été utilisée pour le sablage à la finde janvier. Les résultats de la deuxième annéeindiquent aussi de fortes concentrations dechlorure dans les 255 m3 de lixiviat analysés,les concentrations maximales de sodium et dechlorure atteignant alors respectivement 49 000 et82 000 mg/L. À la lumière de ces concentrationset des résultats d’une enquête révélant que peud’organismes provinciaux couvrent les pilesd’abrasifs et de sels (Snodgrass et Morin, 2000),on peut dire que les pertes potentielles de selsprovenant des piles d’abrasifs et de sels sontélevées.

Les déversements pendant le stockageet le chargement des épandeuses sont une autresource importante de pertes de sels (ATC, 1999),


comme le confirme un examen de levésélectromagnétiques effectués dans les entrepôtsde sels (Snodgrass et Morin, 2000). Ces levés,qui déterminent habituellement les matières et leseaux souterraines de la subsurface (à moins de 6 mde la surface) qui sont fortement conductrices(p. ex., les sols et les eaux souterraines à forteteneur en sels), ont révélé une grande conductivitédans les zones adjacentes aux voies d’accès auxinstallations d’entreposage de sels, ainsi qu’autourde ces installations.

Les eaux usées provenant du lavage desvéhicules d’entretien des routes durant l’hiverconstituent une autre source potentielle decontamination. Dans les entrepôts de sels desrégions urbaines, les eaux de lavage sont sansdoute rejetées dans le réseau municipal d’égouts;dans les régions rurales, le rejet se faitprobablement dans un puits sec où l’eau percoledans le sol. Une étude révèle que des échantillonsd’eaux de lavage provenant de sept entrepôts desels avaient une teneur en chlorure variant entre3 500 et 37 000 mg/L, la concentration moyenneétant de 16 000 mg/L (Beck et al., 1994). Lamême étude a aussi révélé qu’entre le tiers et

les deux tiers des entrepôts de sels de l’Ontariorejettent les eaux de lavage dans des puits secs.On peut aussi estimer les concentrations dechlorure dans les eaux de lavage en analysantles concentrations de chlorure dans les séparateurshuile-eau. Ces appareils sont installés dans certainsgarages des entrepôts de sels pour éliminer leshuiles, les graisses et autres composés semblablesprésents dans les flux de déchets des eaux delavage. Comme les séparateurs huile-eaun’éliminent pas le sel, les concentrations dansl’effluent sont identiques à celles de l’influent.Selon une étude effectuée par INTERAConsultants (1995), des concentrations dechlorure variant entre 1 100 et 35 400 mg/L ontété mesurées dans les séparateurs huiles/eau detrois entrepôts de sels , ces concentrations étant àpeu près équivalentes à celles mesurées par Becket al. (1994).

2.4.3 Estimation des rejets provenant desentrepôts de sels

Cette section présente une estimation des rejetsde sels provenant des entrepôts de sels. Snodgrasset Morin (2000) définissent plus en détail les


FIGURE 6 Concentration moyenne quotidienne en 1975-1976 des lixiviats pouvenant d’un amas avecdu sel (d’après ME et MT NB, 1978)

déc.

jan.

fév.

mar

s

avril

mai

juin

juil.

hypothèses qui ont servi à calculer ces rejets. Lesrejets dans l’environnement ont été estimés àpartir d’un scénario hypothétique sur les rejets de190 dépôts en exploitation. Les rejets estimatifstotaux ont ensuite été comparés, en regard d’unépandage total de quelque 590 000 tonnes parannée. Ce scénario hypothétique correspond à peuprès à la quantité épandue dans une grandeprovince ou dans plusieurs provinces plus petiteset a servi de base globale de calcul.

Le tableau 8 présente trois estimationsfondées sur les scénarios suivants : (1) un entrepôtde sels appliquant les meilleures pratiques degestion, c’est-à-dire où les mélanges de sels etd’abrasifs sont entreposés à l’intérieur; (2) unentrepôt de sels où les sels sont entreposés àl’intérieur et les abrasifs, à l’extérieur et (3) unentrepôt de sels où tous les amas sont entreposésà l’extérieur. Des trois scénarios, les options1 et 2 sont sans doute celles qui sont les plusreprésentatives des entrepôts de sels. La dernièrecolonne du tableau 8 présente une estimation dupourcentage de sels perdus dans les entrepôts desels, par rapport à la quantité totale utilisée. Selonle type d’installation et le mode de gestion, les

pertes de sels dans les entrepôts varient entre 0,2et 20 % de la quantité totale utilisée.

2.4.4 Concentrations de sels à différentspoints autour des entrepôts

Les sections qui suivent donnent un aperçu desconcentrations mesurées à différents endroits (ensurface et subsurface), dans les entrepôts de sels.

2.4.4.1 Concentrations en surface autour desentrepôts de sels

On dispose d’une base de données limitée surles systèmes de drainage de surface autour desentrepôts de sels; ces données proviennentd’évaluations environnementales des sites (EES)qui ont été faites à certains dépôts du ministèredes Transports de l’Ontario (MTO, 1993-1999).Les concentrations de chlorure dans 29 dépôts oùdes échantillons ont été prélevés variaient de 4 à4 880 mg/L, la concentration moyenne étant de659 mg/L.

Une étude similaire a été réalisée dansun entrepôt de sels de l’Alberta. Un échantillonprélevé dans le bassin d’évaporation situé à cet


TABLEAU 8 Estimation de l’importance des pertes de sels provenant des entrepôts (d’après Snodgrasset Morin, 2000)

Type d’entrepôt de sels Pertes de sels dans une Pourcentage de la région de 190 entrepôts quantité totale épandue

(tonnes/année) sur les routes(590 000 tonnes)

Option 1 — Entrepôts de sels appliquant 1 290 0,2les meilleures pratiques de gestion, c.-à-d. où les abrasifs et les sels sont entreposés à l’intérieur

Option 2 — Entrepôts où les sels sont 9 900 2entreposés à l’intérieur et les abrasifs à l’extérieur

Option 3 — Entrepôts où les abrasifs et les 128 000 20sels sont entreposés à l’extérieur


endroit avait une concentration de chlorure de32 100 mg/L (Alberta Infrastructure, 2000). Uneautre étude, faite par le ministère des Transportset des Travaux publics de la Nouvelle-Écosse, arévélé que le ruissellement et les eauxsouterraines peu profondes s’écoulant d’unentrepôt de sels vers un petit ruisseau ont eupour effet d’accroître la concentration de chloruredans un étang situé à environ 250 m en aval, cetteconcentration étant passée de moins de 75 mg/L àenviron 1 000 mg/L (Rushton, 1999).

2.4.4.2 Concentrations dans l’eau de puits desentrepôts de sels

Une étude menée par le ministère des Transportsde l’Ontario (MTO, 1997) a permis de dresser legraphique des concentrations de chlorure dans plusde 300 entrepôts de sels de l’Ontario, sur unepériode de 20 à 30 ans prenant fin en 1988. Unepériode de cinq ans (1983 à 1988) a été choisiepour caractériser la gamme de concentrationsdécelées dans les puits des entrepôts de sels. Laplupart des dépôts examinés (229 dépôts, 74 %)avaient une concentration de chlorure inférieure à200 mg/L. Un nombre moindre (82 dépôts, 26 %)avaient une concentration supérieure à 200 mg/L,dont 30 (9 %) affichaient une concentrationsupérieure à 500 mg/L et 14 (4 %), uneconcentration excédant 1 000 mg/L.

La qualité de l’eau des puitsd’alimentation en eau potable a été testée, dansle cadre des évaluations environnementales dessites faites sur les entrepôts de sels de la régionEst du ministère des Transports de l’Ontario(MTO, 1993-1999). Des concentrations de chlorurede 1,5 à 5 050 mg/L ont été mesurées dans leséchantillons prélevés de 36 puits, pour uneconcentration moyenne de 722 mg/L. Soixante-quatre pour cent des échantillons avaient uneconcentration supérieure à 100 mg/L et 50 %, uneconcentration dépassant 250 mg/L. Dans 35 % deséchantillons, la concentration a été supérieure à500 mg/L. La profondeur des puits testés variait de12 à 113 m, pour une moyenne de 39,2 m.Cependant, une concentration élevée de chloruredans un puits ne signifie pas nécessairement que

toute la nappe phréatique est contaminée; il peutarriver en effet que des défauts de constructionentraînent l’infiltration de sels dans les eauxsouterraines par le tubage du puits.

2.4.4.3 Concentrations dans les eauxsouterraines de faible profondeur

La même série d’évaluations environnementalesdes sites (MTO, 1993-1999) a servi à évaluerla qualité des eaux souterraines peu profondes.Dans plusieurs entrepôts de sels, des puits desurveillance ont été aménagés à une profondeurvariant entre 0,26 et 5,25 m et des échantillonsd’eau souterraine y ont été prélevés. Lesconcentrations de chlorure dans les 102échantillons ont varié de 1 à 24 000 mg/L, laconcentration moyenne étant de 2 600 mg/L.Le résumé des données indique que 75 % deséchantillons présentaient une concentration dechlorure supérieure à 100 mg/L, alors que 69 %avaient une concentration excédant 250 mg/L.

Des analyses similaires ont révélé queles concentrations de chlorure variaient de 26à 26 400 mg/L dans l’eau souterraine prélevéede trois entrepôts de sels de l’Alberta (AlbertaInfrastructure, 2000). En Nouvelle-Écosse, desconcentrations de chlorure fluctuant entre 254et 38 600 mg/L ont été mesurées dans les eauxsouterraines peu profondes à trois entrepôts desels gérés par le ministère des Transports et desTravaux publics de la province (Rushton, 1999).

2.4.4.4 Concentrations dans le sol aux entrepôtsde sels

Dans plusieurs entrepôts de sels ayant fait l’objetd’évaluations environnementales, des puits d’essaiet de forage ont été creusés et des échantillons desol ont été analysés (MTO, 1993-1999). Lesconcentrations de chlorure dans 53 puits d’essaiont varié entre 5 et 14 500 µg/g de sol, alors quedes concentrations de sodium de 39 à 13 100 µg/gde sol ont été décelées dans 46 échantillons.Les concentrations moyennes de chlorure et desodium ont été respectivement de 2 100 et2 600 µg/g de sol.


Des concentrations de chlorure fluctuantentre 2 et 13 300 µg/g de sol ont été mesuréesdans des échantillons de sol prélevés de 46 puitsd’essai (concentration moyenne de 1 500 µg/gde sol). Dans le cas du sodium, les concentrationsmesurées dans 98 échantillons ont varié de 86 à6 720 g/g de sol, pour une moyenne de 870 µg/g.Les puits d’essai avaient entre 0,1 et 5 m deprofondeur (profondeur moyenne de 1,6 m).

2.4.5 Concentrations à l’extérieur desentrepôts de sels

Un examen fait par Morin (2000) de certainesétudes de cas choisies a révélé la présence defortes concentrations de sels hors des sites, àplusieurs entrepôts de sels de voirie, dontquelques-uns sont décrits dans les paragraphesqui suivent.

Arp (2001) a examiné le lien entre laprésence d’un entrepôt de sels et la forte salinitédes eaux de surface. Il a constaté que lesconcentrations de chlorure autour de l’entrepôtvariaient selon le type d’eau (eau d’étang oude cours d’eau), le lieu et la saison. Ainsi, lesconcentrations de chlorure ont été les plus élevéesà l’entrepôt ou près de l’entrepôt, variant de

3 000 à plus de 10 000 mg/L. Les eaux deruissellement et d’infiltration provenant desentrepôts ont été rapidement diluées par l’eau desurface près de l’entrepôt, les concentrations dechlorure diminuant entre 100 et 300 mg/L. Lesconcentrations de sels près de l’entrepôt ont aussivarié selon les saisons, atteignant leur plus basniveau au moment de la fonte des neiges et durantla saison des pluies à l’automne et atteignant leurmaximum durant l’été, alors que les précipitationssont moins abondantes et que la température del’air augmente. Durant l’été, les concentrationsplus élevées de sels autour de l’entrepôt sesont propagées à l’étang adjacent et causé uneaugmentation de la concentration de sels dansle principal ruisseau de drainage.

En Colombie-Britannique, des amasd’abrasifs et des réserves de sels entreposésà découvert, dans des remises offrant peude protection contre les intempéries, ontcausé la contamination du réseau municipald’approvisionnement en eau de Heffley Creek(BC-MoTH, 1993). Des sels de voirie et desamas d’abrasifs non protégés ayant une teneuren sels de 3 % étaient entreposés à cet endroitdepuis 1973 (AGRA, 1995). (Avant 1975, lesconcentrations de chlorure étaient inférieures à

FIGURE 7 Concentration de chlorure dans deux puits d’approvisionnement de Heffley Creek (d’aprèsAGRA, 1999)

5 mg/L.) En 1993, le ministère des Transports etde la Voirie de la Colombie-Britannique a reçu uneplainte officielle de la municipalité de HeffleyCreek, qui alléguait que la nappe phréatiquealimentant un des deux puits municipaux avait étécontaminée par les sels de voirie entreposés dansle dépôt de Heffley Creek. Des analyses de laqualité de l’eau ont révélé que les concentrationsde chlorure à ce puits atteignaient près de1 000 mg/L. En 1994, de fortes concentrationsde chlorure ont été mesurées dans les deux puitsmunicipaux situés à une distance de 175 à 200 mde l’entrepôt de sels de Heffley Creek (figure 7).Les concentrations de chlorure ont ensuite atteintun sommet d’environ 3 200 mg/L en 1995 et, bienqu’elles aient diminué depuis 1996, le puits no 1affichait toujours des concentrations supérieures à500 mg/L en 1998 (AGRA, 1999).

En 1996, des plaintes ont été déposéesauprès du ministère des Transports et des Travauxpublics et du ministère de l’Environnement dela Nouvelle-Écosse, au sujet de la contaminationpar le sel de puits résidentiels à Bible Hill(Nouvelle-Écosse) Des analyses effectuées danstrois puits alimentant six duplex ont révélé desconcentrations de chlorure et de sodium fluctuantentre 130 et 640 mg/L (Rushton, 1999). On aétabli que l’entrepôt de sels de Bible Hill, quiétait situé assez près de ces résidences, étaitresponsable de cette contamination au sel. Alorsque les sels étaient entreposés sous un dôme,les mélanges d’abrasifs étaient habituellemententreposés à l’extérieur. Le ministère desTransports et des Travaux publics de la Nouvelle-Écosse a indiqué que ce genre de contaminationdes eaux souterraines était caractéristique deslieux où les amas d’abrasifs et de sels sontentreposés à découvert.

Une étude faite par Ohno (1990) surdes terres humides situées près d’entrepôts desable et de sels dans le Maine a montré que lesconcentrations de chlorure et de sodium étaientsupérieures à celles mesurées dans les sitestémoins, de deux ou trois ordres de grandeur.Les concentrations aux sites témoins étaient de6 mg de sodium/L et de 8 mg de chlorure/L, alors

qu’elles ont atteint de 16 à 8 663 mg de sodium/Let de 14 à 12 463 mg de chlorure/L dans les lieuxexposés aux sels.

Entre la fin des années 1960 et le débutdes années 1980, la tourbière Pinhook, dans lecomté de LaPorte, en Indiana, a été contaminéepar les sels provenant d’un entrepôt (Wilcox,1982). En 1980 et 1981, des concentrations dechlorure de 5 à 6 mg/L ont été mesurées aux lieuxtémoins, alors que des concentrations maximalesde 1 468 mg de chlorure/L, 982 mg de chlorure/Let 570 mg/L durant une seule journée ont étémesurées respectivement en 1979, 1980 et 1981,aux lieux contaminés. L’apport total de chloruredans la tourbière pendant les dix annéesd’entreposage des sels a été estimé comme suit :2,3 millions de kilogrammes provenant de la pilede sels, 0,4 million de kilogrammes provenantde l’épandage sur les routes et 0,012 million dekilogrammes, des précipitations directes.

2.5 Devenir et pénétration dansl’environnement

Les sels de voirie pénètrent et migrent dansl’environnement, sous forme de sels ou d’ionsdissociés. En milieux aquatiques, les sels dechlorure sont présents sous forme dissociée,sous forme d’ions chlorure et de leurs cationscorrespondants (sodium, potassium, calcium,magnésium). Le mouvement du chlorure àtravers le cycle de l’eau dépend essentiellementde processus physiques plutôt que chimiques.Les ions chlorure traversent facilement le sol,pénètrent dans les eaux souterraines et finissentpar atteindre les eaux de surface. Comme les ionschlorure sont persistants et qu’ils entrent dans lecycle de l’eau, on peut s’attendre à ce que tous lesions chlorure — qui sont épandus sur les routessous forme de sels de voirie ou qui s’échappentdes entrepôts de sels ou des lieux d’élimination —finiront par atteindre les eaux de surface. Cettesection traite du devenir et de la migration des selsde voirie dans l’environnement et de leurs voies depénétration potentielles.


2.5.1 Devenir et transport

Une fois dans les eaux de surface, les sels devoirie restent en solution à moins que leurconcentration ne soit très élevée et dépasseainsi leur solubilité, auquel cas il peut y avoircristallisation puis sédimentation des selsminéraux. Lorsque l’eau contenant des sels devoirie s’infiltre dans le sol, les ions de chargepositive (c.-à-d. sodium, calcium, magnésium etpotassium) sont attirés vers le sol de surface decharge négative inhérente et s’y lient. Le degré deliaison dépend du pouvoir d’échange cationiqueet du nombre de sites de charge négative dans lesol. L’ion sodium est très soluble et peut, unefois dissous, demeurer en solution; cependant,comme il se fixe facilement aux particules desol, il est moins probable qu’il atteigne les eauxsouterraines et les eaux de surface. Dans les castoutefois où l’adsorption est limitée ou lorsqu’ilse produit une lixiviation extrême dans le sol,l’ion sodium emprunte les voies de l’eau et finitpar atteindre les eaux souterraines puis les eauxde surface (MDOT, 1993).

Il n’existe pas de mécanismesd’élimination majeurs, comme la volatilisation, ladégradation (photodégradation, biodégradation),la sorption (aux particules) ou l’oxydation, quicontribuerait à l’élimination des sels dans leseaux de surface. La dilution causée par le mélangeavec des eaux de faible salinité diminuerait laconcentration de sels en phase aqueuse. Les selsseront donc toujours présents en phase aqueuseplutôt que sous forme de particules (en suspensionou dans les sédiments benthiques). Dans le cas dessédiments benthiques, les sels peuvent s’accumulerdans l’eau interstitielle.

Les sels dissous peuvent altérer lespropriétés physiques de l’eau en changeant sadensité, la densité augmentant de façon linéaireavec la salinité (Ruttner, 1963). Cette hausse dela densité associée à la salinité est importantelorsqu’on la compare aux fluctuations causéespar la température. Ceci a des conséquencesmajeures sur les lacs, car les sels inorganiquespeuvent s’accumuler de façon temporaire oupermanente dans les couches plus profondes et

empêcher les eaux du lac de se mélanger(section 3.3.3).

Les sections qui suivent décrivent lescomportements physiques et chimiques desprincipaux ions formant les quatre sels inorganiques,ainsi que des ferrocyanures utilisés comme anti-agglomérants, examinés dans le présent rapport.

2.5.1.1 Chlorure

Le chlorure est le principal anion provenant del’épandage des sels de voirie, qui contribue à lasalinité et influe sur l’équilibre osmotique général(Wetzel, 1975; Hammer, 1977). Le chlorure estun ion très soluble et mobile qui ne se volatilisepas et qui ne précipite pas facilement; il ne sefixe pas non plus à la surface des particules.Dans les écosystèmes dulcicoles, le chlorurea un comportement conservateur (c.-à-d. queni les réactions chimiques, ni les réactionsbiologiques n’influent sur sa concentration dansl’eau) (Wetzel, 1975; Pringle et al., 1981). Lestaux de chlorure dans les eaux de surface nefluctuent essentiellement qu’en fonction del’ajout de chlorure, de la dilution causée par lesprécipitations ou le débit ou de la concentrationcausée par l’évaporation de l’eau. Dans la majoritédes eaux de surface intérieures, les concentrationsde chlorure et de leurs cations correspondantsatteignent rarement le produit de solubilité de leurssels de chlorure respectifs, de sorte qu’il y ararement précipitation.

2.5.1.2 Sodium et potassium

Dans les eaux de surface, les cations monovalentssodium et potassium ont un comportementrelativement normal, pour ce qui est de leurréactivité chimique et de leurs faibles besoinsbiotiques. C’est ce qui explique que la distributionspatiale et temporelle du sodium et du potassiumdans les systèmes dulcicoles non perturbés estuniforme et varie peu d’une saison à l’autre.

2.5.1.3 Calcium

De tous les principaux cations qui contribuentà la salinité, le calcium est le plus réactif et


sa concentration dans les eaux de surface varieen fonction des phénomènes chimiques etbiologiques qui s’y produisent. Le calcium est unmicronutriment essentiel aux végétaux supérieurset un des éléments inorganiques de base desalgues. Les concentrations de calcium dans les lacsd’eau dure fluctuent selon la saison : l’été,la concentration et l’alcalinité totale diminuentsous l’effet de la décalcification biogénétiquequi élimine le calcium de la colonne d’eau.La diminution de la concentration de carboneinorganique dans l’épilimnion, causée parl’accroissement du taux de photosynthèse,provoque la précipitation du calcium avecle bicarbonate. Une partie du carbonate decalcium précipité se solubilise à nouveau dansl’hypolimnion et une autre est entraînée dansles sédiments. La décalcification dans la zonetrophogène modifie le rapport entre les cationsmonovalent et divalent, ce qui influence ladistribution et la dynamique des algues et desplantes aquatiques plus grosses dans lesécosystèmes dulcicoles (Wetzel, 1975).

2.5.1.4 Magnésium

En général, les composés du magnésium sontplus solubles que les autres composés. Dans lessystèmes d’eau dure, les carbonates de calciumprécipitent avant les carbonates de magnésium,qui sont plus solubles. Il ne se produit uneprécipitation importante du carbonate et del’hydroxyde de magnésium que lorsque lepH est très élevé (>10). Le magnésium sertde micronutriment dans la transformationenzymatique des organismes. Il est essentielaux plantes à chlorophylle, où il agit commeporphyrine pour le magnésium des moléculesde chlorophylle (Wetzel, 1975). Les besoinsmétaboliques en magnésium sont cependantfaibles par rapport à sa disponibilité dans lessystèmes dulcicoles.

2.5.1.5 Ferrocyanure de sodium

Le ferrocyanure de sodium se dissocie pourformer des ions sodium et ferrocyanure. Dansl’ion ferrocyanure, la liaison chimique entrele groupe cyanure et le fer est très forte; dans

l’eau, toutefois, ce composé peut libérer des ionscyanure par photolyse (Hsu, 1984). Selon desanalyses en laboratoire, une solution contenant15,5 mg/L de ferrocyanure libérerait 3,8 mg/Lde cyanure après une exposition à la lumière dusoleil pendant 30 minutes (U.S. EPA, 1971).

2.5.2 Voies de pénétration dansl’environnement

La figure 8 illustre les voies de pénétration dessels de voirie épandus sur les routes. Les sectionsqui suivent expliquent les différents milieuxenvironnementaux qui peuvent être perturbés parla pénétration des sels de voirie provenant del’épandage sur les routes, des lieux d’éliminationde la neige et des lieux d’entreposage des sels.

2.5.2.1 Épandage sur les routes

Les sels de voirie épandus sur les routes peuventpénétrer dans les eaux de surface par :

• le ruissellement chargé de sels qui s’écouledes routes vers les fossés de drainage, lescours d’eau ou les terres humides, peu aprèsl’épandage;

• l’eau de fonte contaminée par les sels devoirie, qui s’écoule de la surface des routesou de la neige déblayée en bordure des routes,après l’épandage de sels, et

• la dissémination des sels qui s’accumulent àla surface du sol (Scott, 1980).

Au nombre des facteurs qui influent surle ruissellement des routes qui pénètre dans lesécosystèmes aquatiques, mentionnons : a) lalongueur des routes principales traitée et drainée;b) la quantité de sels épandue avant la période dedégel; c) le profil de drainage et la topographiedes routes; d) le débit des eaux réceptrices; e) leniveau d’urbanisation; f) le rythme d’élévation dela température au-dessus du point de congélationet la durée de cette période de réchauffement, ainsique g) les précipitations (Scott, 1981).

Les sels de voirie épandus sur lesroutes peuvent pénétrer dans le sol et les eaux



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souterraines par le ruissellement de l’eau de fonte dela neige déblayée en bordure des routes, ainsi quepar le dépôt sec et humide des sels transportés parl’air.

Les sels de voirie épandus sur les routespeuvent en effet pénétrer dans l’atmosphère, parles gouttelettes et les éclaboussures qui sontproduites par les véhicules à leur passage et quisont transportées par le vent, ainsi que par lapoudre sèche provenant des résidus sur les routes.Le transport des éclaboussures et des gouttelettesdes véhicules varie notamment en fonction de lavitesse des véhicules, du vent, de la déclivité desroutes et des caractéristiques géométriques desroutes (McBean et Al-Nassri, 1987).

2.5.2.2 Lieux d’élimination de la neige

Les sels de voirie rejetés par l’élimination de laneige pénètrent dans les eaux de surface :

• par rejet direct, lors du déversement de laneige usée dans les eaux de surface ou leseaux usées non traitées ou à la suite de la fontede la neige déversée sur les rives des coursd’eau;

• par rejet indirect, depuis les stationsd’épuration des eaux usées, là où la neige uséeest éliminée dans les réseaux d’égoutspluviaux traités ou dans des lieuxd’élimination de surface reliés à un systèmed’épuration;

• par le ruissellement des eaux pluviales et del’eau de la fonte des neiges, et

• par les conduites des eaux pluviales quidrainent une partie du lieu d’élimination,vers un plan d’eau de surface.

Les sels de voirie provenant del’élimination de la neige pénètrent dans le sol etles eaux souterraines par percolation directe desprécipitations et de l’eau de fonte, depuis les lieuxd’élimination de la neige.

2.5.2.3 Lieux d’entreposage des sels

Les sels de voirie provenant des entrepôts de selspénètrent dans les eaux de surface :

• par le lixiviat chargé de sels qui s’écoule desamas de matériel non protégés;

• par le ruissellement des eaux pluviales quicontiennent des sels dissous et l’eau de fontedes neiges, et

• l’eau de lavage des véhicules.

Les sels de voirie provenant des entrepôtsde sels pénètrent dans les eaux souterraines :

• par l’alimentation de la nappe souterraine pardes eaux du sol et de surface chargées de sel;

• par le rejet des eaux de lavage des véhiculesdans un puits sec, et

• par des puits ou le tubage des puits.

Enfin, les sels de voirie provenant desentrepôts de sels pénètrent dans le sol :

• par l’écoulement accidentel de sels dans lesentrepôts, durant l’empilage ou le transfert dessels ou des mélanges d’abrasifs et de sels;

• par l’écoulement accidentel de sels ou demélanges d’abrasifs et de sels, durant lechargement et le déchargement des véhiculesd’entretien;

• par l’écoulement accidentel de sels dans lereste de l’entrepôt, au passage des camionsd’entretien;

• sous l’effet de l’érosion éolienne des selsentassés en piles et stockés dans les véhiculesd’entretien non couverts durant l’hiver;

• par le lixiviat chargé de sels, qui s’écouledes amas de sels ou de mélanges de sels etd’abrasifs à découvert;

• par les précipitations ou l’eau de fonte desneiges qui entraînent la dissolution des selset leur infiltration dans le sol, et

• par les eaux de lavage des véhicules rejetéessur le sol.

2.6 Concentrations de chlorure dansles eaux de surface au Canada

Cette section présente des données sur lesconcentrations des constituants des sels de voiriedans les eaux de surface au Canada, ainsi que des

estimations sur les concentrations de chloruredans les eaux de surface au Canada; cesestimations ont été obtenues à l’aide de méthodesde modélisation basées sur le bilan massique.L’information présentée est résumée dans Mayer et al., (1999) et Evans et Frick (2001) ets’appuie sur un examen de nombreux rapportsd’organismes, publications scientifiques etenquêtes de surveillance.

La présente évaluation porte à la foissur les eaux de surface courantes (lotiques),comme les rivières et les ruisseaux, et stagnantes(lénitiques) comme les lacs, les étangs et lesterres humides, en incluant les milieux pélagiqueset benthiques. On y traite également desconcentrations de fond et des concentrationsmesurées dans des plans d’eau exposés aux rejetsde sels de voirie. Des exemples décrivant leseffets de l’entreposage des sels de voirie sur lesplans d’eau ont été présentés dans la section surles entrepôts de sels (voir la section 2.4). Lesdonnées recueillies laissent croire que les eauxde surface les plus sensibles aux effets des sels devoirie sont les milieux à faible dilution, commeles terres humides, les petits lacs et étangs enmilieux urbains à long temps de séjour, ainsi queles petits cours d’eau drainant de grandes régionsurbaines.

2.6.1 Carte des concentrations de chloruredans les bassins versants du Canada

Une carte a été faite pour illustrer lesconcentrations de chlorure dans l’eau par bassinversant, dans tout le Canada; les concentrationsobservées sont présentées à la figure 9. Cesconcentrations dans les eaux de surface sontbasées sur les valeurs moyennes obtenues desstations fédérales et provinciales de surveillancede la qualité de l’eau au Canada. Les méthodes etla base de données qui ont servi à la productionde la carte sont décrites dans Mayer et al. (1999).Essentiellement, les données de surveillancerecueillies à proximité de l’embouchure dechaque bassin ont été combinées pour estimerla concentration dans l’ensemble du bassin.La quantité de données recueillies varie, d’un

échantillonnage mensuel réalisé dans denombreuses stations à un échantillonnageponctuel intermittent. Les données illustrées àla figure 9 doivent donc être considérées commeune indication des variations relatives desconcentrations de chlorure dans tout le Canada.

Les bassins versants qui drainent lesprincipales régions urbaines et les régions àforte charge de sels de voirie, dans le sud duQuébec, l’Ontario et les Maritimes, présententdes concentrations élevées de chlorure. Ànoter que ces concentrations correspondent à lamoyenne pour un bassin et non à la concentrationd’exposition réelle dans un bassin en particulier.La carte indique également que certainsbassins des provinces des Prairies présentent desconcentrations ambiantes élevées, qui s’expliquentpar le climat aride des Prairies et la présence delacs et de rivières salés dans la région.

Cependant, les concentrationsreprésentées à la figure 9 ne sont pas imputablesuniquement à l’utilisation des sels de voirie.En effet, les effluents de diverses industries(notamment des usines de pâtes et papiers), ainsique les rejets provenant des installations septiquesprivées et des stations d’épuration municipales,peuvent aussi avoir une incidence sur lesconcentrations de chlorure. Dans les Grands Lacsinférieurs, par exemple, on estime que les selsde voirie sont responsables d’environ 20 % de lacharge de chlorure, le reste provenant de sourcesnaturelles et d’autres sources anthropiques (Joneset al., 1986).

2.6.2 Concentrations dans l’environnement :lacs et rivières

En l’absence de sources anthropiques, lescaractéristiques des eaux de surface dépendent dela dissolution et des réactions chimiques qui seproduisent avec les solides, les liquides et les gazavec lesquels elles entrent en contact durant lesdifférentes étapes du cycle de l’eau (Stumm etMorgan, 1981). Il est ainsi possible d’établir unlien entre, d’une part, la chimie de l’eau desruisseaux et, d’autre part, la chimie de la roche


d’origine et l’équilibre contrôlant la formationdes phases solides (Feth et al., 1964; Garrels etMackenzie, 1967). L’assise rocheuse du bassinversant et la géologie de surface jouent donc unrôle déterminant dans les concentrations de selsdes eaux de surface. Le climat et la proximité dela mer sont d’autres importants facteurs dans larégulation des concentrations naturelles de selsdans les eaux de surface, et c’est ce qui expliquela variation des concentrations de fond de sels(salinité) dans ces eaux.

Les eaux de surface peuvent êtredouces, avec une salinité inférieure à 500 mg/L,ou salées, avec une salinité supérieure ou égale à3 000 mg/L (Hammer, 1986). Alors que les lacset les étangs intérieurs peuvent devenir salés, lesruisseaux et les rivières ont rarement une saliniténaturelle suffisamment élevée pour être qualifiésde salés.

Dans le présent Rapport d’évaluation,la qualité des eaux de surface est évaluée parrégion géographique plutôt que par régionhydrogéologique, afin de mieux cerner leseffets des facteurs humains sur la qualité de ceseaux. On y présente à la fois les concentrationsnaturelles et les concentrations imputables àl’activité humaine. Bien que les diverses sourcesanthropiques, comme les sels de voirie, les eauxd’égout et les effluents industriels, puissent tousaccroître la salinité, les effets sur les régionstouchées sont examinés ici principalement enregard des rejets des sels de voirie.

2.6.2.1 Région de l’Atlantique (Terre-Neuve,Nouvelle-Écosse, Nouveau-Brunswicket Île-du-Prince-Édouard)

Jeffries (1997) a compilé les concentrationsmoyennes de chlorure et de calcium mesurées lors


FIGURE 9 Les concentrations de chlorure observées dans les bassins versants canadiens (d’après Mayer et al., 2000)

mg Cl/L


de relevés récents (1985 et après). Ces donnéesportent sur 38 lacs du Labrador, 63 lacs de Terre-Neuve, 150 lacs de la Nouvelle-Écosse et 166lacs du Nouveau-Brunswick. Les concentrationsmédianes de chlorure et de calcium dans leslacs des régions largement intactes se situentrespectivement entre 0,3 et 4,5 mg/L et entre0,82 et 1,10 mg/L.

Dans le cadre d’études détaillées,Kerekes et al. (1989), Kerekes et Freedman(1989) et Freedman et al. (1989) ont examiné laqualité de l’eau de plusieurs lacs et rivières duparc national Kejimkujik, en Nouvelle-Écosse.Ces chercheurs ont conclu que l’influence du selde mer est significative en Nouvelle-Écosse. Desconcentrations de 3,6 à 5,4 mg/L de chlorure, de2,3 à 3,4 mg/L de sodium et de 0,36 à 0,96 mg/Lde calcium ont en effet été observées, ces tauxétant comparables à ceux mesurés dans d’autreseaux de surface de la région de l’Atlantique(Jeffries, 1997).

Des études sur les lacs Chain près deHalifax indiquent que les activités de déglaçageen hiver peuvent avoir une incidence sur la qualitéde l’eau. Thirmurthi et Tan (1978) expliquentque, de juin à septembre 1975, la concentrationde chlorure s’est maintenue à environ 19 mg/L;elle a commencé à augmenter en novembre pouratteindre un sommet de 43 mg/L en mai 1976.Elle a ensuite diminué rapidement durant le restedu mois de mai et en juin, pour atteindre 19 mg/Len juillet. L’augmentation des concentrations dechlorure dans les deux lacs correspond à l’ajoutd’environ 19 440 kg de chlorure au premier lacChain et de 7 920 kg au deuxième. On a continuéd’étudier ces lacs jusqu’au début des années1980 (Hart, 1985, 1988). Les concentrations dechlorure dans les deux lacs ont augmentégraduellement à partir de 1976 pour atteindre unsommet au milieu des années 1980, soit environ120 mg/L dans le premier lac Chain et environ170 mg/L dans le deuxième lac Chain. Lesplus fortes concentrations de chlorure ont étéobservées au moment du ruissellement printanier.

Les sels de voirie ont également eu deseffets sur le lac Chocolate en Nouvelle-Écosse.

Il s’agit d’un petit lac (82,7 ha) peu profond(profondeur moyenne de 3,9 m; profondeurmaximale de 12,2 m), dont le volume est estimé à350 000 m3 (Kelly et al., 1976). Le bassin versantest vaste (900 ha) et est environ 11 fois plus grandque la superficie du lac. Les concentrations dechlorure dans le lac ont été très élevées entre avrilet août 1975, la concentration moyenne durantl’été atteignant 207,5 mg/L, comparativement àune concentration de fond estimée entre 15 et20 mg/L dans les lacs intacts. Les concentrationsde chlorure ont aussi varié en fonction de laprofondeur, s’établissant entre 199 et 224 mg/Là la surface, entre 189 et 217 mg/L à uneprofondeur de 6,1 m et entre 225 et 330 mg/Là 12,1 m. À ces mêmes profondeurs, lesconcentrations de sodium ont varié respectivementde 108 à 125 mg/L, de 102 à 125 mg/L et de116 à 183 mg/L. Le gradient de concentrationde sels et la concentration absolue de sels dansles eaux profondes ont été assez importantspour empêcher le mélange vertical complet de lacolonne d’eau au printemps et les eaux profondessont devenues anoxiques en été. La principalesource de chlorure a été attribuée au ruissellementd’eaux chargées de sels de voirie. Kelly et al.(1976) estiment que 58,4 tonnes (soit 35 409 kgde chlorure et 22 737 kg de sodium) ont étéépandues dans le bassin versant du lac Chocolatedurant l’hiver 1974-1975.

Une étude sur la qualité de l’eaudans 50 lacs de la région métropolitaine deHalifax/Dartmouth a révélé qu’il s’était produitune hausse très marquée des concentrations desodium et de chlorure dans la plupart des lacsentre 1980 et 1991 (Keizer et al., 1993). De tousles lacs échantillonnés en 1980, 12 présentaientune concentration de chlorure supérieure à50 mg/L et trois avaient une concentrationsupérieure à 100 mg/L (la concentration maximaleétant de 125 mg/L). En 1991, 22 des 50 lacséchantillonnés présentaient une concentrationde chlorure supérieure à 50 mg/L, 12 avaientune concentration excédant 100 mg/L et quatre,une concentration de plus de 150 mg/L (laconcentration maximale étant alors de 197 mg/L).Les concentrations de sodium dans ces lacs ontfluctué de façon similaire. Ainsi, parmi les lacs


échantillonnés en 1980, 9 présentaient desconcentrations de sodium supérieures à 40 mg/Let trois, des concentrations de plus de 60 mg/L(concentration maximale de sodium de 73 mg/L).Onze ans plus tard, 21 lacs affichaient desconcentrations de sodium supérieures à 40 mg/L,12 avaient une concentration de plus de 60 mg/Let 7, une concentration excédant 80 mg/L(concentration maximale de 114 mg/L). Ilconvient de souligner que l’échantillonnage aété fait en surface, au milieu des lacs, et doncque les concentrations mesurées ne sont peut-êtrepas représentatives des conditions dans les baies,là où les concentrations peuvent être encore plusélevées. Qui plus est, comme l’eau chargée ensels est plus dense et a tendance à couler au fond,il est possible que les échantillons prélevés à lasurface sous-estiment la concentration globaledans les lacs.

Keizer et al. (1993) ont égalementconstaté que les concentrations de chlorure etde sodium étaient moins élevées dans les lacssitués dans les bassins de régions rurales. Deplus, les concentrations de sels dans les lacsdes régions moins urbanisées n’ont pas augmentéde façon marquée entre les deux périodesd’échantillonnage, contrairement aux lacssitués en régions urbaines. À titre d’exemple,19 des lacs en régions rurales ont affiché uneconcentration de chlorure inférieure à 25 mg/Len 1980 et 1991 et 23 lacs avaient uneconcentration de sodium de moins de 20 mg/L en1980 et 1991. Enfin, dans trois des lacs affichantles plus faibles concentrations, les concentrationsde chlorure ont été de 5,1, 3,9 et 5 mg/L en 1980et de 4,5, 3,4 et 5 mg/L en 1991; dans le cas dusodium, les concentrations ont été de 3,4, 2,5 et3,2 mg/L en 1980 et de 2,9, 2,2 et 2,9, en 1991.

En général, les concentrations de chloruredans les plans d’eau intacts de la région del’Atlantique ne dépassent pas 20 mg/L et desconcentrations plus faibles (<10 mg/L) sonthabituellement observées dans les plans d’eauintérieurs, alors que des concentrations plusélevées se remarquent dans les régions côtières.

2.6.2.2 Région du centre (Ontario et Québec)

Les concentrations de chlorure, de sodium et decalcium dans les lacs et les rivières du Boucliercanadien, lequel couvre une grande partie duQuébec et de l’Ontario, y compris le secteursupérieur des Grands Lacs, sont très faibles(de 1 à 10 mg de chlorure/L) (Jeffries, 1997).Selon Weiler et Chawla (1969), les concentrationsannuelles de chlorure dans les lacs Érié etOntario étaient respectivement de 24,6 et27,5 mg/L et elle n’était que de 1,3 mg/L dansle lac Supérieur. Des études antérieures, ayantpour but d’examiner les tendances relatives à laqualité de l’eau dans les Grands Lacs, avaient faitétat d’une augmentation rapide des concentrationsde chlorure sous l’effet de l’activité humaine(Kramer, 1964; Beeton, 1965; Dobson, 1967).C’est dans le lac Ontario qu’on a observé la plusforte augmentation. Des données plus récentes(Williams et al., 1998) indiquent cependant unebaisse des concentrations de chlorure, passantd’environ 22 mg/L en 1977 à quelque 16 mg/Lplus récemment (1985-1993). La baisse dansles Grands Lacs inférieurs peut sans doute êtreattribuée à une diminution des charges provenantdes sources industrielles et domestiques, elle-même imputable à l’amélioration des méthodes decontrôle et de traitement des effluents industriels etdomestiques. Les affluents du lac Sainte-Claire(soit les rivières Sydenham et Thames) ont desconcentrations de chlorure un peu plus élevées(environ 30-40 mg/L) que les autres rivières dusud de l’Ontario parce qu’ils drainent la rochesédimentaire paléozoïque adjacente au bassin duMichigan, lequel renferme des formations salées,comme les strates porteuses de sels (chlorure desodium) et d’anhydrite (sulfate de calcium). Cesstrates contribuent également à l’apport de sels(chlorure de sodium et sulfate de calcium) dansle lac Sainte-Claire et l’ouest du lac Érié.

Dans les régions urbaines, l’épandage desels de déglaçage contribue de façon significative àla charge de chlorure. Des postes de surveillance àlong terme dans la Région du Grand Torontorévèlent une hausse graduelle des concentrationsde chlorure. Dans le ruisseau Highland, uncours d’eau urbain fortement dégradé, l’analyse

statistique des tendances indique une hausse dela concentration de chlorure, laquelle est passéede 150 mg/L en 1972 (cours d’eau sans doutedéjà altéré) à plus de 250 mg/L en 1995 (Bowenet Hinton, 1998). Dans le ruisseau Duffin, lesconcentrations moyennes de chlorure, qui étaientde 10 à 20 mg/L durant les années 1960, ontaugmenté entre 30 et 40 mg/L au début desannées 1990 (Bowen et Hinton, 1998). Dans lescours d’eau et les rivières urbains, comme larivière Don à Toronto, les concentrations dechlorure ont augmenté à plus de 1 000 mg/L enhiver (Scott, 1980; Schroeder et Solomon, 1998),ces hausses semblant coïncider avec le dégel; àl’automne, les valeurs de base dans cette rivièrese sont maintenues entre 100 et 150 mg dechlorure/L. Des concentrations de base similairesde chlorure (50 à 100 mg/L) ont été rapportéesdans un autre cours d’eau de Toronto, leruisseau Black (Scott, 1980), où on a mesuré desconcentrations de chlorure 50 fois plus élevéesque la valeur de base en périodes de dégel.Crowther et Hynes (1977) rapportent de fortesconcentrations de chlorure (1 770 mg/L), desodium (9 550 mg/L) et de calcium (4 890 mg/L)durant l’hiver, dans le ruisseau Laurel quitraverse la région urbaine de Waterloo, et Rodgers(1999) a observé des concentrations de chlorureélevées (4 355 mg/L) dans le ruisseau Red Hill,à Hamilton (Ontario).

Entre 1990 et 1996, le ministère del’Environnement de l’Ontario a surveillé laqualité de l’eau dans plusieurs cours d’eau de laprovince, y compris ceux des bassins versants dela région de Toronto. Le tableau 9 présente lesrésultats pour quatre cours d’eau situés en régionsurbaines. Les concentrations maximales ont étéobservées durant les mois d’hiver, soit la périodeoù l’apport de sels de voirie est à son maximum.La concentration de chlorure a souvent dépassé250 mg/L et très souvent, 500 mg/L (tableau 9).

Le lac Little Round, dans le centrede l’Ontario, a subi les effets de diversesperturbations, notamment l’urbanisation,l’aménagement de fosses septiques, leruissellement des sels de voirie provenant desroutes et les infiltrations provenant d’un entrepôt

de sels (Smol et al., 1983). Ce petit lac (7,4 ha,profondeur maximale de 16,8 m) est devenuméromictique. Selon Smol et al. (1983), cesconditions méromictiques sont le résultatde l’apport de sels de voirie provenant duruissellement et de l’entreposage du sel. Dansle monimolimnion, ou couche profonde, desconcentrations de sels de 58,4 mg de sodium/Let de 103,7 mg de chlorure/L ont été observées,ce qui est bien supérieur aux taux pouvant êtreattribués à la géologie naturelle de la région.L’ajout de sels de voirie semble avoir contribuéau développement de conditions méromictiquesdans les 30 ans qui ont précédé l’étude réaliséeen 1981.

Le ministère des Transports duQuébec (1980, 1999) a étudié les effets dessels de voirie au lac à la Truite, près de Sainte-Agathe-des-Monts. Le bassin de drainage du lac,d’une superficie estimée à 728 ha, a été perturbépar un segment d’autoroute de 7 km (environ30 kilomètres de voie). À certains endroits, lelac n’est qu’à 250 m de l’autoroute. Le lac a unesuperficie de 48,6 ha, une profondeur moyenne de21,5 m et un volume estimé de 486 000 m3. En1972, la concentration moyenne de chlorure dansle lac était de 12 mg/L. Elle a augmenté durantles années 1970 pour atteindre un maximum de150 mg/L en 1979, ce qui correspond à l’ajoutde 67 068 kg de chlorure dans le lac. Afind’éviter toute autre hausse, les sels de voirie ontété remplacés par des abrasifs (contenant un peude sel comme anti-agglomérant). La concentrationde chlorure a baissé pendant les années 1980,pour atteindre 45 mg/L en 1990, et elle estdemeurée stable depuis.

Aux États-Unis, des hausses significativesdes concentrations de chlorure, attribuables àl’épandage de sels en hiver, ont été observéesdans quatre cours d’eau des Adirondacks (Demerset Sage, 1990). On a par ailleurs observé unegrande fluctuation de la concentration de chlorureentre les échantillons prélevés en amont et ceuxprélevés en aval des routes, Demers (1992) ayantmesuré des concentrations de chlorure jusqu’à 66fois plus élevées dans des échantillons prélevés enaval. Ainsi, la concentration globale moyenne de


chlorure en amont a été de 0,61 mg/L, contre5,23 mg/L en aval. Les caractéristiques du soldans les cours d’eau des Adirondacks (NewHampshire) se comparent à celles des coursd’eau des Cantons de l’Est, au Québec. On amesuré des concentrations de chlorure de11 000 mg/L (Hawkins et Judd, 1972) durantl’hiver 1969 dans le Meadowbrook qui draineenviron 10 km2 de la banlieue de Syracuse,New York (Hawkins et Judd, 1972). Toujoursaux États-Unis, des concentrations de chlorured’environ 400 mg/L ont été mesurées dans leseaux de fond de la baie Irodenquoit, une petitebaie du lac Ontario située près de Rochester(New York) (Bubek et al., 1971, 1995).

En résumé, les concentrations de chloruredans les cours d’eau intacts du Bouclier canadiendu centre du Canada sont parmi les plus faiblesau pays et se situent entre <1 et 5 mg/L. Desconcentrations de fond plus élevées (10 à30 mg/L) sont observées dans les plans d’eausitués dans les basses terres du Saint-Laurent,laquelle région inclut le bassin des Grands Lacs

inférieurs et du fleuve Saint-Laurent. Dans ungrand nombre de petits lacs urbains et de coursd’eau de cette région, les concentrations dechlorure dépassent sensiblement les niveaux defond, cette région étant la plus densément peupléedu Canada. Les fluctuations saisonnières etspatiales témoignent de l’importance des selsde voirie dans ces hausses.

2.6.2.3 Région des Prairies (Manitoba,Saskatchewan, Alberta)

Au Canada, les lacs salés naturels se trouventpour la plupart dans deux régions. La premièreenglobe plusieurs bassins hydrographiquesendoréiques dans les Prairies canadiennes(Hammer, 1984). La région où les lacs salés sontles plus nombreux s’étend dans le sud del’Alberta et de la Saskatchewan. Une assiserocheuse crétacée, composée surtout de schistes,de limon et de grès, sous-tend la région des lacssalés de l’Alberta et de la Saskatchewan(Hammer, 1984). À l’intérieur des provinces desPrairies, la Saskatchewan est de loin la province


TABLEAU 9 Concentrations de chlorure dans divers cours d’eau du bassin visés par le Pland’assainissement de la Communauté urbaine de Toronto, entre 1990 et 1996 (d’après laToronto and Region Conservation Authority, 1998)

Lieu de la station Nbre Minimum Maximum Moyenne Médiane Fréquence % desd’observations (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) dépassements

250 mg/L 500 mg/LRuisseau Etobicoke • chemin Derry 38 10 3 780 278 135 18 8• chemin 40 0 2 670 392 206 40 20

Burnhamthorpe • Autoroute 2 74 43 2 140 351 208 38 19

Ruisseau Mimico • Autoroute 2 37 51 3 470 553 276 62 22

Ruisseau Black • chemin Scarlett 38 20 4 310 495 248 47 21

Ruisseau Creek• à Highway 55 22 1 390 310 220 42 13

Creek Park

qui compte le plus grand nombre et le plus grandvolume de lacs salés (Hammer, 1986). Laproportion relative des cations dans la plupart deslacs des Prairies suit l’ordre suivant : Na>Mg>Ca.On ne connaît que deux lacs méromictiques dansles Prairies canadiennes, soit les lacs Waldsea etDeadmoose (Hammer, 1984). On trouve denombreux lacs et étangs peu profonds, dont leseaux sont douces à salées, dans le sud des Prairies.

Il y a moins de lacs naturellement salés(environ 30) en Alberta (Hammer, 1984). Laplupart sont situés dans les régions de Provost etHanna, bien qu’on en trouve aussi plus au nord,jusqu’à Edmonton. Le Manitoba compte encoremoins de lacs salés. Barica (1978) a étudié ungroupe de plus de 100 petits étangs dont lasalinité variait de douce à modérément salée,près de Erickson dans le sud-ouest du Manitoba.Les plages de concentrations variaient de 1 à448 mg/L pour le chlorure, de 0,8 à 1 075 mg/Lpour le sodium et de 27 à 380 mg/L pour lecalcium. McKillop et al. (1992) ont étudié 23 sites le long de la rive ouest du lacWinnipegosis, où le sel dominant était le chlorurede sodium. Les gammes de concentrations pour lechlorure, le sodium et le calcium s’échelonnaientrespectivement de 861 à 33 750 mg/L, de 587à 21 313 mg/L et de 59 à 1 400 mg/L.

On rapporte (Jeffries, 1997) desconcentrations beaucoup plus faibles dechlorure et de calcium pour 27 et 193 lacssitués respectivement dans la partie nord de laSaskatchewan et en Alberta, les concentrationsmédianes de chlorure s’établissant respectivementà 0,2 et 0,5 mg/L. Les concentrations de calciumdes lacs de la Saskatchewan et de l’Alberta étaientde 2,0 et de 14,0 mg/L respectivement. AuManitoba, les concentrations de chlorure et decalcium dans 26 lacs étaient respectivement de2,0 et de 7,5 mg/L (Jeffries, 1997).

En résumé, bon nombre des cours d’eausalée du Canada sont situés dans les Plainesintérieures qui couvrent la partie sud des Prairies.En général, les concentrations de sels dissous, ycompris de chlorure, sont plus élevées dans cette

région géographique, en raison de sa géologiesous-jacente. On rapporte toutefois de faiblesconcentrations de chlorure (< 5 mg/L) dans lesplans d’eau intacts situés dans le nord de cesprovinces, à l’extérieur de la région des Plainesintérieures.

2.6.2.4 Région du Pacifique (Colombie-Britannique)

Le Plateau du sud de l’Intérieur de la Colombie-Britannique (Plateau du Fraser), exposé à l’ombrede pluie de la chaîne Côtière, est la deuxièmerégion du Canada qui compte le plus de lacssalés naturels. Les lacs salés de la Colombie-Britannique sont petits et peu profonds (Toppinget Scudder, 1977). Northcote et Halsey (1969)décrivent la limnologie de quatre de ces lacs etont démontré que les concentrations de matièrestotales dissoutes diffèrent non seulement d’un lac à l’autre, mais aussi à l’intérieur d’unmême lac (en surface ou près du fond). Desconcentrations variant de 5,1 à 800 mg/L ont étérapportées. Dans trois de ces lacs, les conditionsméromictiques ont été maintenues par lesgradients de densité chimique alors que, dans lequatrième, les propriétés morphométriques ontempêché le mélange de l’eau. Dans les régionsnon salées, les concentrations médianes dechlorure et de calcium, dans six lacs sensibles auxacides situés dans le sud-ouest de la province, ontété respectivement de 2,5 et 3,7 mg/L (Phippen etal., 1996; Jeffries, 1997).

Un programme de surveillance a été misen place afin d’étudier les effets des sels de voiriesur la qualité de l’eau de la rivière Serpentine,dans la vallée inférieure du Fraser (Colombie-Britannique). Des appareils électroniquesenregistraient la température de l’eau, le pH, leniveau d’eau et la conductivité, toutes les 15minutes. Durant le dégel faisant suite à unepériode de temps froid où il a fallu épandre du selet du sable sur les routes, la conductivité a triplésur une période de 10 à 20 heures (Whitfield etWade, 1992). Ces périodes de forte conductivitéont été suivies d’une augmentation du niveaude l’eau, caractéristique de la fonte des neiges.Les résultats de cette étude indiquent que les


organismes qui vivent dans certains cours d’eau,durant les mois d’hiver, peuvent être exposés auxfluctuations des concentrations de sels.

En résumé, il y a plusieurs lacs, dans lePlateau du sud de l’Intérieur de la Colombie-Britannique, où la concentration de chlorure estsupérieure à 100 mg/ L, et plusieurs sont des lacssalés naturels. Dans le reste de la province, laconcentration de chlorure dans les cours d’eauintacts est généralement inférieure à 5 mg/L.

2.6.2.5 Yukon, Territoires du Nord-Ouest etNunavut

On a trouvé peu de données pour le Yukon, lesTerritoires du Nord-Ouest et le Nunavut.

2.6.3 Concentrations dans l’environnement : sédimentsbenthiques

Comme les sels de chlorure inorganiques utiliséspour l’entretien des routes sont très solubleset que leurs interactions avec les particules dessédiments sont minimes, on s’attend à cequ’ils s’accumulent dans l’eau interstitielle dessédiments plutôt qu’en phase solide. L’étude(Mayer et al., 1999) d’un étang urbain (étang dela rivière Rouge) montre que l’eau interstitielle dessédiments, qui est en équilibre avec les eauxsurjacentes enrichies de sels inorganiques, peutcontenir de fortes concentrations de sels (voir lasection 2.6.5). Or des concentrations élevées desels dans l’eau interstitielle des sédiments peuventnon seulement causer un stress osmotique et deseffets toxiques directs sur le biote benthique maisaussi, par la complexation des métaux avec lechlorure, accroître les concentrations de métauxlourds dissous (p. ex., le cadmium) qui sonttoxiques pour les organismes benthiques.

2.6.4 Concentrations dans l’environnement : terres humides

Les terres humides sont d’importants élémentsdu paysage canadien, qui se caractérisentprincipalement par leur eau stagnante, des sols

uniques, ainsi qu’une végétation qui est adaptéeaux sols saturés ou qui les tolère (Mitsch etGosselink, 1986). Le Canada dispose d’unegrande variété de terres humides : on peut trouverune description détaillée des divers types de terreshumides dans Mitsch et Gosselink (1986).

On possède peu de données sur lescaractéristiques chimiques des terres humidesd’eau douce (côtières et intérieures) en regarddu chlorure, car la majeure partie des études surces milieux ont porté sur le cycle des substancesnutritives, l’acidification ou la géochimie desmétaux. Une étude effectuée en 1987 sur les terreshumides du parc national Kejimkujik (Wood etRubec, 1989) a évalué leurs caractéristiqueschimiques. Les auteurs ont rapporté desdifférences significatives entre la chimie de latourbe des tourbières hautes et basses, surtoutau niveau des concentrations de sodium et decalcium. Les concentrations de calcium, desodium et de chlorure dans les tourbières hautesont été respectivement de 0,17, 0,8 et 0,15 mg/L,comparativement à des concentrations respectivesde 0,32, 1,5 et 0,12 mg/L dans les tourbièresbasses. Aucune différence n’a toutefois étéobservée entre les deux types de tourbières,quant à la chimie des eaux de surface. De fait,les concentrations de calcium, de sodium et dechlorure dans l’eau des tourbières hautes ont étérespectivement de 6 × 10–4, 3,0 × 10–3 et3,5 × 10–3 mg/L, comparativement à desconcentrations de 6 × 10–4, 2,8 × 10–3 et3,9 × 10–3 mg/L dans les tourbières basses.

Bourbonniere (1995, 1998) a étudiéla géochimie des terres humides de la Nouvelle-Écosse et de l’Ontario. Il a évalué la chimiedes principaux ions dans l’eau interstitiellede la tourbière haute ombrotrophe du comtéde Barrington en Nouvelle-Écosse. Lesconcentrations mesurées ont varié entre 9,6 et24 mg/L pour le chlorure, entre 5,2 et 12,8 mg/Lpour le sodium et entre 0,47 et 1,5 mg/Lpour lecalcium. Dans le marais Beverly, en Ontario,des concentrations de calcium, de sodium et dechlorure fluctuant respectivement entre 58,1 et95,3 mg/L, 5,1 et 20,0 mg/L et 8,7 et 41,2 mg/L


ont été observées. La composition de l’eaudes étangs décrits à la section 2.6.3.3 peut êtrequalifiée de caractéristique des terres humides desPrairies. On n’a trouvé aucune étude canadiennetraitant des effets de l’épandage des sels de voiriesur la chimie des terres humides. Cependant, deuxétudes décrites dans la section sur les entrepôts desels (section 2.4) traitent des effets des entrepôtsde sels sur les terres humides.

2.6.5 Concentrations dans l’environnement : lacs et étangsurbains

Dans les petits lacs et étangs urbains naturelsqui reçoivent le ruissellement des routes, lesconcentrations d’ions peuvent fluctuer. Onpossède peu de données sur les concentrationsde chlorure dans ces plans d’eau, mais les étangsfaisant partie de réseaux municipaux de gestiondes eaux pluviales constituent une sourceacceptable d’information. De nombreux étangsont été construits et ceux-ci demeurent un ouvragetrès répandu pour la gestion des bassins versantsdans les régions urbaines. Bien que ces étangssoient des plans d’eau artificiels, conçusprincipalement pour la gestion de l’écoulementhydraulique et le traitement des eaux pluviales,une écologie aquatique semblable à celle despetits étangs urbains naturels s’y est développée.Et tout comme les systèmes aquatiques urbainsnaturels, ces étangs servent d’habitats aquatiquespour bon nombre d’espèces de flore et de faune.Ils constituent en outre de bons candidats pourillustrer les concentrations maximales de chlorure,puisqu’ils sont les plans d’eau les plus exposésaux charges de chlorure provenant des activitésd’entretien durant l’hiver.

Une étude du lac Wabukayne, un petitlac artificiel situé à Mississauga (Ontario), faitétat de concentrations de chlorure variant de 200à 2 000 mg/L et de conditions méromictiquestemporaires durant l’hiver et au début duprintemps (Free et Mulamoottil, 1983). Desconcentrations de chlorure de 1 100 à 2 000 mg/L(Vickers, 2000) ont été mesurées dans l’étangHarding à Richmond Hill dans la Région du

Grand Toronto. Des relevés saisonniers desbassins de rétention des eaux pluviales de laRégion du Grand Toronto (Mayer et al., 1996;Mayer, 2000) indiquent que les concentrations dechlorure augmentent durant les mois d’hiver. Desconcentrations de chlorure de 380 et 800 mg/L ontété mesurées respectivement dans les étangsHeritage et Unionville situés en milieu résidentiel(Mayer, 2000), alors que des concentrations dechlorure atteignant 5 910 mg/L ont été observéesen février 1999 dans le réservoir Col. S. Smith,lequel reçoit les eaux de ruissellement d’uneautoroute à voies multiples (Autoroute QueenElizabeth).

Une étude du bilan massique et uneétude des sédiments ont été effectuées surl’étang de la rivière Rouge, dans la vallée de larivière Rouge à Scarborough (Ontario), près del’autoroute 401 et du chemin Port Union. Cetétang est un bassin de gestion des eaux pluvialesurbaines, aménagé pour traiter les eaux pluvialesdes autoroutes en y éliminant 70 % des matièresen suspension. L’étude du bilan massique a étéfaite pour mesurer le taux d’élimination despolluants et évaluer la dynamique de plusieursparamètres de la qualité de l’eau, entre 1995 et1998 (Liang, 1998). Les premières études ontporté sur le bilan massique durant la saison sansglace, en 1995, 1996 et 1997. Elles ont révéléun déséquilibre du chlorure lié aux conditionsméromictiques permanentes de l’étang, elles-mêmes dues sans doute à la conception de l’étanget aux fortes charges de sels de voirie. Laconcentration de sels, calculée en fonction duchlorure de sodium mesuré dans la couche defond de l’étang, était de l’ordre de 5 000 mg/L.De fortes concentrations de métaux etd’ammoniac ont aussi été décelées dans la couchede fond. L’étude sur les sédiments (Mayer et al.,1999) a porté sur la chimie et la toxicité de l’eauinterstitielle des sédiments et évalué la chimie desmétaux en phase solide. Un modèle géochimiquea été conçu pour évaluer les effets des sels surla spéciation des métaux. Cette étude a révéléque l’eau interstitielle des sédiments, qui est enéquilibre avec l’eau surjacente enrichie de selsinorganiques, peut elle aussi contenir de fortesconcentrations de sels. Ainsi, à l’interface entre


les sédiments et l’eau, des concentrations dechlorure et de sodium respectivement supérieuresà 3 000 mg/L et 2 000 mg/L ont été mesuréesdans l’eau interstitielle, la concentration des deuxions diminuant à mesure que la profondeur dessédiments augmentait. Cependant, même à uneprofondeur de 40 cm sous l’interface sédiments-eau, la concentration de chlorure était toujoursd’environ 1 500 mg/L.

Une étude menée par Bishop et al. (2000)a porté sur la présence de contaminants dans sixbassins de retenue des eaux pluviales de la Régiondu Grand Toronto et neuf bassins de retenue àGuelph (Ontario). Des 15 bassins analysés, quatresitués à Guelph ont été échantillonnés de 19 à 21fois chacun, pour déterminer les concentrations dechlorure dans les eaux pluviales. Ces échantillonsont été prélevés à différentes périodes, durant lesmois de septembre, octobre et novembre 1997, demême qu’en avril, mai, juin, juillet, août, septembreet novembre 1998. De plus, ces échantillons ontété recueillis le plus près possible des exutoiresdes étangs (Struger, 2000). Les concentrationsmoyennes de chlorure dans les échantillons d’eauxpluviales prélevés de ces quatre bassins ont variéentre 120 et 282 mg/L, les concentrationsmaximales s’établissant entre 416 et 1 230 mg/L(Struger, 2000). Bien qu’aucun échantillon n’ait étéprélevé entre décembre et mars, les concentrationsmoyennes de chlorure dans les échantillonsrecueillis en novembre, avril et mai ont étésupérieures aux concentrations moyennes mesuréesles autres mois, dans chacun des bassins (336contre 153 mg/L; 183 contre 79 mg/L; 469 contre82 mg/L; 444 contre 188 mg/L).

Les échantillons ont été prélevés prèsdes exutoires, car les concentrations mesurées àces endroits sont probablement représentativesdes concentrations rejetées dans les plans d’eaurécepteurs. Les bassins de retenue des eauxpluviales servent au traitement des matières ensuspension et autres composants liés; par contre,ils n’éliminent pas les sels dissous des eaux deruissellement (MEO, 1991; Bishop et al., 2000).Selon le volume de ruissellement qui pénètre dansces bassins, ceux-ci sont habituellement conçuspour retenir l’écoulement durant une période

variant de 24 à 72 heures; il peut arriver toutefoisque le temps de séjour soit à peine de dix heures,durant les périodes de débit de pointe.

Watson (2000) a évalué la qualité de l’eaudans 89 bassins de retenue situés à proximité deroutes, dans le sud de l’Ontario. De multipleséchantillons ont été prélevés au printemps et àl’été 2000, et les bassins ont été classés enfonction du nombre de voies de la route la plusprès. La concentration moyenne de chlorure dansles bassins situés près de routes à deux voiesa été de 95 mg/L (intervalle : 0 à 368 mg/L),comparativement à une concentration moyennede 124 mg/L, pour les bassins situés près deroutes de plus de deux voies mais de moins desix voies (intervalle : 0 à 620 mg/L). Enfin, laconcentration moyenne de chlorure dans lesbassins se trouvant près de routes à six voieset plus a été de 952 mg/L (intervalle : 49 à3 950 mg/L). Watson (2000) ne précise pas lesconcentrations de fond, mais indique que lessels de voirie seraient la principale source dechlorures.

2.6.6 Concentrations de chlorure basées surle bilan massique

2.6.6.1 Calcul des concentrations de chloruredans les bassins versants provenant del’utilisation des sels de voirie

Un modèle basé sur le bilan massique a été utilisépour estimer les concentrations de chlorure dansles bassins versants du Canada, provenant del’utilisation des sels de voirie. Les concentrationsainsi calculées ont ensuite été comparées auxconcentrations observées, indiquées à la section2.6.1. Mayer et al. (1999) traitent plus en détail decette méthode de comparaison et d’analyse.

Bien que le modèle utilisé comportecertaines simplifications inhérentes (p. ex.,hypothèse prévoyant un épandage similaire desels de voirie et un volume de ruissellementcomparable, d’une année à l’autre), il fournitnéanmoins une estimation raisonnable desconcentrations potentielles de chlorure résultant


de l’usage des sels de voirie. Le modèle estégalement utile pour déterminer les concentrationsrelatives de chlorure dans différents bassinsversants. Les calculs sont basés sur des sous-bassins; l’utilisation de cartes à plus petite échelleaurait permis de faire une comparaison plusprécise des concentrations de chlorure calculées.

Les résultats obtenus sont illustrés à lafigure 10, laquelle montre que c’est sur l’Île deMontréal que la concentration modélisée dechlorure dans le ruissellement est la plus élevée.Cette figure montre également que les bassinsversants situés sur la rive nord du lac Ontario,et plus particulièrement ceux largement exposésaux rejets provenant des municipalités de la régionde Toronto, présentent eux aussi defortes concentrations de chlorure attribuables à

l’utilisation de sels de voirie. C’est donc dansles bassins versants des régions urbaines, etplus particulièrement ceux situés dans le sudde l’Ontario, le sud du Québec, les Maritimes etles grands centres urbains des Prairies, que lesconcentrations (modélisées) de chlorure dans leruissellement sont les plus élevées.

Il convient de rappeler que lesconcentrations illustrées à la figure 10 représententdes moyennes modélisées pour les bassins versants.Il ne s’agit pas de la concentration d’expositionréelle dans des cours d’eau ou des plans d’eauprécis. Les données présentées à la figure 10peuvent toutefois servir à déterminer les régions lesplus susceptibles de subir les effets nocifs résultantde l’épandage des sels de voirie.


FIGURE 10 Estimation de la concentration de chlorure à partir de la charge annuelle moyenne de selsde voirie (NaCl) et du ruissellement (d’après Mayer et al., 2000)

mg Cl/L

2.6.6.2 Calcul des concentrations de chloruredans le ruissellement des routes

Dans la section qui précède, les concentrationsde chlorure imputables à l’utilisation des selsde voirie ont été évaluées pour l’ensemble dubassin versant. Or il se produit, au niveau dubassin versant, une dilution des concentrations(modélisées) sous l’effet du ruissellement qui neprovient pas uniquement des routes. Cette sectionprésente une estimation de la concentration dechlorure provenant des routes, selon la méthodebasée sur le bilan massique.

Ces estimations sont basées surl’hypothèse voulant que la masse de selsutilisée par kilomètre de route provinciale à deuxvoies est dissoute et diluée par le volume deruissellement annuel moyen qui s’accumuleraità la surface de la route (c.-à-d. sur 7 400 m2,d’après un kilomètre à deux voies d’une largeurde 7,4 m).

La figure 11 présente les concentrationsestimatives de chlorure et la longueur des routesprovinciales auxquelles s’appliquent cesconcentrations — les concentrations de chlorure

varient entre 30 et 31 000 mg/L. D’après cesestimations, la majorité des concentrations (85 %)se situe entre 1 000 et 10 000 mg/L. Cesestimations représentent les concentrations dechlorure dans le ruissellement provenant desroutes. Divers coefficients peuvent être utiliséspour tenir compte de la dilution dans les plansd’eau récepteurs. L’exactitude des résultatsdépend de la qualité des données utilisées pourcalculer les concentrations. Une des limites decette méthode tient au fait que le ruissellementannuel moyen a été estimé au moyen d’une carted’une échelle de 1:7 500 000. Il est possible quel’utilisation de cartes plus détaillées (c.-à-d.1:50 000) aurait donné des résultats légèrementdifférents. Qui plus est, ce sont des estimations duruissellement annuel moyen qui ont été utilisées;or les valeurs calculées auraient pu être différentessi l’on s’était basé sur le ruissellement associé auxmois d’hiver ou encore au dégel du printemps.

Les concentrations de chlorure mesuréeslors d’une étude récente (Mayer et al., 1998) sur le ruissellement routier à trois endroits,dans le sud de l’Ontario, concordent avec lesconcentrations estimées précédemment. L’étudefait état des concentrations de chlorure dans


FIGURE 11 Estimation de la concentration de chlorure dans le ruissellement provenant des routesprovinciales au Canada


le ruissellement provenant des autoroutes, auxtrois endroits suivants : a) le pont BurlingtonSkyway (route à quatre voies qu’empruntentquotidiennement 92 000 véhicules automobiles),b) route 2, à l’est de Brantford (route à deux voies,avec un achalandage quotidien de 31 100véhicules) et c) le chemin Plains à Burlington(route à deux voies empruntée par 15 460véhicules chaque jour). Les concentrationsmaximales de chlorure (jusqu’à 19 135 mg/L)ont été observées dans le ruissellement l’hiverprovenant du pont Skyway, bien que desconcentrations élevées aient aussi été observées auchemin Plains. Cette étude, qui portait surla toxicité du ruissellement, a démontré que leruissellement chargé de sels peut avoir des effetsnocifs sur les organismes aquatiques, dans desmilieux à faible dilution. Les concentrationsélevées de chlorure dans cette étude sontcaractéristiques des concentrations au point derejet et représentent le pire des scénarios qui peutse produire dans des fossés longeant les routes oudans de petites terres humides situées à proximitéde routes principales.

2.6.7 Sommaire

Les données recueillies indiquent de grandesfluctuations dans les concentrations de fond dechlorure, dans les eaux de surface au Canada.Ces différences sont imputables aux variationsdans l’assise rocheuse et la géologie de surface,le climat et la proximité de l’océan. Les donnéesdémontrent par ailleurs les effets manifestesrésultant de l’utilisation de grandes quantitésde sels de voirie, en particulier dans les régionsfortement urbanisées. Les plans d’eau les plussensibles aux rejets de sels de voirie sont lesmilieux à faible dilution, comme les petits lacs etétangs urbains à long temps de séjour, les bassinsde retenue des eaux pluviales urbaines à courttemps de séjour, les cours d’eau drainant degrandes régions urbanisées et les terres humidesadjacentes aux routes principales.

En ce qui a trait aux concentrationsnaturelles partout au pays, voici les tendancesrégionales qui se dégagent :

• En général, les concentrations de chloruredans les cours d’eau intacts des provinces del’Atlantique ne dépassent pas 20 mg/L et desconcentrations plus faibles (<10 mg/L) sonthabituellement observées dans les plans d’eauintérieurs.

• Les concentrations de chlorure dans les coursd’eau intacts du Bouclier canadien, dans lecentre du Canada, sont parmi les plus faiblesau pays et varient entre <1 et 5 mg/L. Onremarque par contre une hausse sensible desconcentrations de chlorure dans bon nombrede petits lacs et cours d’eau urbains.

• Bon nombre des cours d’eau naturellementsalés du Canada sont situés dans le sud desPrairies. On rapporte en revanche desconcentrations naturellement faibles dechlorure (<5 mg/L) dans les cours d’eauintacts du nord de ces provinces.

• Plusieurs lacs naturellement salés se trouventdans le Plateau du sud de l’Intérieur de laColombie-Britannique (concentrations dechlorure supérieures à 100 mg/L); dans lescours d’eau intacts, les concentrations dechlorure sont généralement inférieures à5 mg/L.

Une analyse spatiale des concentrations dechlorure a été faite, selon deux approches. Dans lapremière, les données de surveillance ont étéregroupées au niveau du bassin versant; dans ladeuxième, une méthode basée sur le bilanmassique a été utilisée pour la modélisation desconcentrations de chlorure au niveau du bassinversant. Cette dernière méthode a aussi été utiliséepour calculer les concentrations annuellesmoyennes dans le ruissellement provenant decertaines autoroutes précises, au Canada. Lesconcentrations ainsi calculées atteignent jusqu’à31 000 mg/L, mais se situent principalement entre

1 000 et 10 000 mg/L; ces estimations concordentavec les mesures du ruissellement non diluéprovenant des routes.

Des concentrations élevées de chlorureont aussi été mesurées dans des étangs etdes terres humides adjacents aux routes. Desconcentrations atteignant 4 300 mg/L ontainsi été observées dans les cours d’eau et desconcentrations variant entre 150 et 300 mg/Lont été mesurées dans des lacs situés en régionsrurales et exposés aux effets de l’épandage dessels de voirie. Enfin, alors que les concentrationsélevées s’observent habituellement durant l’hiverou au moment du dégel printanier, de fortesconcentrations peuvent aussi être mesurées durantl’été, sous l’effet du temps de parcours des ionsvers les eaux de surface et de la réduction dudébit, durant l’été.


3.1 Évaluation en vertu des alinéas64a) — Environnement et 64b) —Environnement essentiel pour lavie de la LCPE de 1999

La méthode d’évaluation environnementaled’une substance inscrite sur la LSIP consiste àcaractériser l’exposition à cette substance, sesvoies d’entrée dans l’environnement et ses effets,afin de pouvoir déterminer les risques qui y sontassociés (Environnement Canada, 1997a).Cette démarche peut s’appuyer sur des donnéesobtenues en laboratoire et sur le terrain; cependant,les données empiriques, recueillies sur le terrainet établissant un lien entre les effetsenvironnementaux et la pénétration de la substancedans l’environnement, peuvent fournir une solideindication des risques réels.

On peut présumer que tous les selsde voirie finissent, tôt ou tard, par pénétrer dansl’environnement, que ce soit à la suite de fuitesprovenant des lieux d’entreposage de sels, del’épandage des sels de voirie sur les routes ou del’élimination de la neige usée. Cependant, mêmesi tous les ions chlorure aboutiront dans les eauxde surface, les ions qui se dissocient des sels devoirie inorganiques à base de chlorures et deferrocyanures peuvent être libérés ou se déplacerdans le sol, les eaux souterraines, les eaux desurface et l’atmosphère — les organismes peuventdonc y être exposés dans tous ces milieux.Aussi, l’évaluation des sels de voirie doit-elle tenircompte de tous les milieux environnementaux.De plus, les effets produits par ces substancesdans l’environnement peuvent être de type biotiqueet abiotique. Les paramètres d’évaluation peuventdonc inclure des effets sur des organismesindividuels, des populations ou des communautés etdes effets abiotiques, comme la détérioration de lastructure d’un sol ou encore la stratification d’un lacqui perturbe le mélange saisonnier des eaux.

Même s’il n’existe aucune évaluationsystématique de l’exposition aux sels de voiriequi permettrait de caractériser d’une manièrequantitative détaillée les risques au niveaunational, dans quelque milieu écologique quece soit, un grand nombre d’études individuellespermettent néanmoins d’établir des liensentre l’utilisation des sels de voirie et leursrépercussions sur les systèmes biotiques etabiotiques.

Les sections qui suivent visent àcaractériser les risques associés aux rejets desels de voirie dans l’environnement, à la lumièredes données recueillies sur la pénétration et leseffets des sels inorganiques de chlorure dans cinqmilieux écologiques ou groupes biotiques et surl’exposition à ces substances. Les données utilesà l’évaluation des ferrocyanures et des risquesenvironnementaux qui y sont associés sontanalysées dans une section distincte (section 3.7).

3.2 Eaux souterraines

3.2.1 Introduction

Cette section présente un résumé du devenir dessels de voirie dans les eaux souterraines et de leurseffets sur la qualité de ces eaux. Elle s’appuie surun rapport préparé par Johnston et al. (2000); unrésumé d’études de cas (Morin, 2000) y est aussiprésenté.

Dans la documentation publiée etinédite, les concentrations de sels dans les eauxsouterraines sont souvent examinées en fonctiondu dépassement des directives sur la qualité del’eau potable, elles-mêmes fondées sur les seuilsde gustation pour le sodium et le chlorure quis’établissent respectivement à 200 mg/L et250 mg/L (CCME, 1998). Bien que la présente


3.0 ÉVALUATION DU CARACTÈRE « TOXIQUE » AU SENS DE LA LCPE 1999


évaluation ne porte pas sur les eaux souterrainescomme source d’eau potable, il est néanmoinsutile d’examiner les dépassements par rapport àla norme relative au chlorure (250 mg/L), pourévaluer les effets possibles de cette substance surle biote aquatique. Comme l’indique la section3.3, la concentration sans effet observé (CSEO),mesurée lors de l’essai de survie aux premiersstades de vie (33 jours) de la tête-de-boule, est de252 mg/L de chlorure. De plus, les données sur lalétalité obtenues par modélisation de l’expositionchronique indiquent que des concentrations dechlorure d’environ 240 mg/L auraient des effetssur 10 % des espèces aquatiques.

3.2.2 Principes reliés aux eaux souterraines

3.2.2.1 Cycle de l’eau

L’incidence des sels de voirie sur les eauxsouterraines varie considérablement selonles charges de sels de voirie, les conditionsclimatiques, les conditions du sol en surface etsubsurface, ainsi que l’emplacement du site àl’intérieur du milieu hydrogéologique global.

Les précipitations qui tombent surune région, sous forme de pluie ou de neige,alimentent un certain nombre de processushydrologiques. Une partie de ces précipitationss’écoulent sur les surfaces imperméables, commeles routes et les aires de stationnement, etsont acheminées par des fossés ouverts ou descanalisations en subsurface vers des ruisseaux,des terres humides, des lacs ou d’autres plansd’eau de surface. Habituellement quelques heuressuffisent pour que ce ruissellement entraîne lamigration directe des contaminants en surface,comme les sels de voirie, dans des plans d’eaude surface.

À certains endroits, une partie desprécipitations s’infiltrent dans la zone peuprofonde du sol et se déplacent latéralement àtravers la zone non saturée au-dessus de la nappephréatique, formant l’écoulement souterrain quise dirige vers la source locale. Ce transport decontaminants vers les eaux de surface, par voie del’écoulement souterrain, se produit généralement

en une période de quelques heures à quelquesjours.

Le reste des précipitations est éliminépar évapotranspiration ou s’infiltre et va alimenterla nappe souterraine. Les contaminants quis’introduisent dans l’écoulement souterrain, auniveau local, intermédiaire ou régional, peuventmettre plusieurs années ou plusieurs centainesd’années avant de se mêler au débit de base quialimente les plans d’eau de surface.

3.2.2.2 Écoulement à travers un sol non saturéet alimentation de la nappe souterraine

La quantité de précipitations qui s’infiltrentdans la nappe phréatique dépend d’un certainnombre de facteurs, notamment de la durée et del’intensité des précipitations, ainsi que du tauxd’humidité initial et des conditions d’humiditédu sol. Si l’on se base sur la température généraleet le profil des précipitations au Canada, on peuts’attendre à ce que l’alimentation de la nappesouterraine se produise essentiellement vers la finde l’hiver et au début du printemps, sous l’effetde la fonte des neiges et des pluies printanières(Geber et Howard, 1997; Singer et al., 1997).

Le temps de parcours vertical à traversla zone non saturée varie de moins de 0,5 m/anà plus de 20 m/an. Dans les régions où la zonenon saturée est épaisse (de 20 à 30 m), lesprécipitations infiltrantes peuvent prendre de 5 à20 ans avant d’atteindre la nappe souterraine, dansles sols sablonneux. Le temps de parcours est unparamètre important, lorsqu’on veut étudier leseffets sur des récepteurs en aval ou évaluer letemps qu’il faudra pour que des mesurescorrectrices prises à la source produisent deseffets notables.

3.2.2.3 Écoulement à travers un sol saturé etmigration des contaminants

Sous la nappe phréatique, le mouvement del’eau dépend du potentiel hydrique et de laperméabilité du matériau géologique. Cependant,plusieurs autres processus physiques et chimiquesdoivent être pris en considération pour évaluer la

migration de solutés — comme les ions sodium,calcium et chlorure — dans les milieux souterrains.La dispersion mécanique, la diffusion moléculaireet les effets liés à la densité sont les principauxmécanismes de transport physique qui influent surla migration des ions sodium, calcium et chlorure.

3.2.3 Effets des sels de voirie sur la qualitédes eaux souterraines

3.2.3.1 Facteurs contrôlant la migration des selsde voirie

Une des principales préoccupations liées auxsels de voirie inorganiques à base de chlorurede sodium tient à la grande solubilité de cessubstances dans l’eau. Les ions dissociés migrentvers la nappe phréatique avec les précipitationsqui s’infiltrent; la migration du chlorure se fait aumême rythme que la migration de l’eau, ce quin’est pas le cas des cations comme le sodium,dont la vitesse de migration peut être influencéepar les échanges de cations dans certains milieuxgéologiques. L’équation qui suit illustre laréaction d’échange ionique pour le sodium.

2Na+ +Ca(adsorbé) ↔ Ca2+ + 2Na(adsorbé)

Dans cette équation, il y a échange entrel’ion sodium et le calcium adsorbé aux matériauxriches en argile. Il en résulte une diminutionde la concentration de sodium dans les eauxsouterraines qui s’infiltrent, et le ratio Na:Cldevient inférieur à un. Howard et Beck (1993),de même que Pilon et Howard (1986), ontdocumenté cette réduction de la concentration desions sodium dans les eaux souterraines exposéesaux sels de voirie.

3.2.3.2 Concentrations prévues de sels de voiriedans les eaux souterraines

Pour bien comprendre les effets potentiels del’épandage des sels de voirie sur la qualité deseaux souterraines, il faut estimer la quantité desels pouvant être dissous dans les précipitationsqui s’infiltrent. Un modèle simple du bilanmassique sur chiffrier a été conçu pour estimer

la concentration à l’équilibre de l’ion chloruredans les eaux souterraines peu profondes(Johnston et al., 2000). Ce modèle est basé surla dissolution du chlorure total retenu dans lesol par les précipitations de réalimentation etil ne tient pas compte du chlorure provenantd’autres sources. On peut donc considérer que lesconcentrations de chlorure ainsi calculées sontreprésentatives des concentrations régionales dechlorure à l’équilibre, en aval d’un réseau routiersur lequel il y a épandage de sels de voirie. Il est ànoter que ce modèle ne fournit aucune indicationdes concentrations possibles de chlorureimmédiatement en aval d’une source, par exempleune route particulière où il est possible que lesconcentrations de chlorure soient plus élevées.

Les paramètres d’entrée du modèleincluent le taux d’alimentation de la nappesouterraine, la charge de sels de voirie et ladensité du réseau routier, caractéristiquedu sud de l’Ontario. Pour cette étude, des tauxd’alimentation de 10 à 40 cm par année ont étéchoisis, en fonction d’un éventail de types de sol.Les volumes de chlorure sont fondés sur lescharges annuelles épandues sur les réseauxroutiers provinciaux et municipaux, indiquésprécédemment à la section 2.2. La quantité desels de voirie pouvant s’infiltrer dans la nappephréatique a été estimée à partir des intervallesrapportés dans Wulkowicz et Saleem (1974),Scott (1980) et Howard et Haynes (1993). Enfin,on a choisi une densité routière de 1 à 15 km deroute à deux voies par kilomètre carré, sur la basedes données présentées dans Morin et Perchanok(2000) et Stantec Consulting Ltd. (2000). Onsuppose qu’un réseau routier d’une densité de0,01 à 0,1 km de route à deux voies par kilomètrecarré est caractéristique d’une région rurale àfaible densité d’utilisation des sols, qu’une densitéde 1 à 5 km de route à deux voies par kilomètrecarré est représentative d’une région rurale dedensité moyenne ou d’une région semi-rurale etenfin qu’un réseau d’une densité de 10 à 15 kmde route à deux voies par kilomètre carré estreprésentatif d’une utilisation urbaine des sols.


Les concentrations prévues dechlorure, en regard d’un taux d’alimentationdonné, augmentent proportionnellement àl’accroissement de la charge, de la densité duréseau routier et du pourcentage de chlorureretenu. À l’inverse, les concentrations de chlorurediminuent lorsque le taux d’alimentation de lanappe augmente, sous l’effet de dilution ainsicréé. La concentration de chlorure la plus élevée(3 600 mg/L) a été prévue pour un sol ayant untaux d’alimentation de 10 cm/an, une charge de40 tonnes de chlorure par kilomètre de routeà deux voies et un taux de rétention de 60 %du chlorure épandu pouvant être dilué par lesprécipitations. Par comparaison, la concentrationde chlorure, à charge et pourcentage de rétentionégaux, serait de 900 mg/L dans un sol où le tauxd’alimentation de la nappe phréatique serait de40 cm/an. On s’attend à ce que le pourcentagede chlorure retenu varie considérablement entreun site où le taux d’alimentation est de 10 cm/anet un autre où il serait de 40 cm/an, car leruissellement sera plus important dans le premiercas et qu’il y aura donc moins de chlorure retenudans le sol qui pourra ensuite être dissous par lesprécipitations.

Les figures 12 à 14 illustrent lesconcentrations régionales de chlorure dans leseaux souterraines, prévues en regard de diverscharges de sels de voirie, densités routières ettaux d’alimentation de la nappe. Chaque figureprésente une courbe qui correspond auxconcentrations maximale et minimale de chlorure,ainsi qu’une courbe illustrant la concentrationmoyenne de chlorure pour des réseaux routiers dedensité moyenne et forte, en présumant un taux derétention moyen de 30 % à 40 % de chlorure.

Les concentrations de chlorure dans lessols ayant un taux d’alimentation de 10 cm/an(lequel est caractéristique des sols riches enargile) peuvent dépasser 250 mg/L, lorsqu’il y aune charge d’environ cinq tonnes de chlorure parkilomètre de route à deux voies sur un réseauroutier de forte densité (figure 12). Dans le cas deréseaux routiers de densité moyenne, on s’attend àce que les concentrations de chlorure demeurent

inférieures à 250 mg/L, lorsque les charges sesituent entre 10 et 15 tonnes de chlorure parkilomètre de route à deux voies. Enfin, dans le casdes réseaux de faible densité, caractéristiques desrégions rurales, les concentrations régionales dechlorure devraient se maintenir bien en deçà de250 mg/L (Johnston et al., 2000).

La figure 13 présente une estimation desconcentrations dans les eaux souterraines, pourun sol ayant un taux d’alimentation de 20 cm/an –ce qui est représentatif du sable. Un tel sol peuttolérer des charges légèrement plus élevés avantque la concentration de chlorure ne dépasse250 mg/L, car il y a un effet de dilution causé parl’alimentation plus abondante. Ainsi, pour desréseaux routiers de densité moyenne et forte, descharges de chlorure, s’établissant respectivementà plus de 11 tonnes par kilomètre de route à deuxvoies et entre 25 et 34 tonnes par kilomètre deroute à deux voies, pourraient donner lieu à desconcentrations régionales de chlorure supérieuresà 250 mg/L.

Enfin, dans les sols très perméables(comme le gravier ou l’assise rocheusefragmentée) ayant un taux d’alimentationcaractéristique, les concentrations de chloruredans les eaux souterraines ne dépasseront250 mg/L que dans le cas de réseaux routiers deforte densité. Des charges variant entre 16 et 22tonnes de chlorure par kilomètre de route à deuxvoies pourraient alors entraîner des concentrationssupérieures à 250 mg/L (figure 14).

Selon le modèle du bilan massique quia été utilisé, des charges de plus de 15 tonnesde chlorure par kilomètre de route à deux voies,ou de 24 tonnes de chlorure de sodium parkilomètre de route à deux voies, donnera lieuà des concentrations régionales supérieures à250 mg/L dans les eaux souterraines, et ce danstous les types de sol des régions à forte densitéd’utilisation des sols. Comme les charges de selsde voirie dans le sud de l’Ontario et du Québecet dans les Maritimes se situent entre 20 et 50tonnes de chlorure de sodium par kilomètrede route à deux voies, c’est dans les régions



FIGURE 12 Estimation de la concentration de chlorure dans les eaux souterraines à divers taux d’épandageet à un taux d’alimentation des eaux souterraines de 10 cm/an (d’après Johnston et al., 2000)


Taux d’épandage de chlorure (tonnes chlorure/km de route à 2 voies)

Note : Le % de CI retenu correspond au % de CI disponible pour se dissoudre dans la précipitation infiltrée


Note : Le % de CI retenu correspond au % de CI disponible pour se dissoudre dans la précipitation infiltrée.

fortement urbanisées de ces provinces que leseaux souterraines risquent le plus de subir leseffets à grande échelle des sels de voirie. Or cessubstances peuvent avoir un effet non seulementsur les eaux souterraines, mais également sur laqualité des eaux de surface dont le débit de baseest alimenté par des eaux souterraines à fortesconcentrations de sodium et de chlorure, surtout àla fin de l’été et à l’automne.

Le modèle du bilan massique indique que,dans les régions à faible densité d’utilisation dessols, la concentration de chlorure demeurera bienen deçà de 250 mg/L et atteindra un maximumde 24 mg/L, à une charge de 40 tonnes dechlorure de sodium par kilomètre de route àdeux voies. Il est à noter, cependant, que cetteconcentration constitue une moyenne régionaleet que des concentrations plus élevées pourraientêtre observées immédiatement en aval decertaines routes.

3.2.3.3 Migration du panache et évaluationdes effets

La section qui précède a présenté un aperçu deseffets régionaux associés aux sources diffuses desels de voirie provenant de l’épandage en régionsurbaines et rurales. La présente section traite deseffets sur la qualité des eaux souterraines et dela formation du panache à partir d’une sourceponctuelle associée à l’épandage de sels de voiriele long d’une route particulière.

Pour estimer la concentration maximalede chlorure et les effets de la dispersion surles concentrations dans le panache, un modèlenumérique de transport des solutés a été élaborépour un aquifère simple, libre de sable, à l’aidedes programmes de modélisation en différencesfinies MODFLOW (McDonald et Harbaugh, 1988)et MT3D (Zheng, 1990). On a attribuéà cet aquifère simplifié une conductivitéhydraulique latérale de 1 × 10–4 m/s, uneconductivité hydraulique verticale de 1 × 10–5 m/s,un débit spécifique de 0,25, une porosité efficacede 0,30, une dispersivité longitudinale de 10 m,




Note : Le % de CI retenu correspond au % de CI disponible pour se dissoudre dans la précipitation infiltrée.

ainsi que des dispersivités transversales latérale etverticale respectives de 1 m et 0,1 m. Des limiteslinéaires à charge constante ont été déterminéesaux extensions amont (17,5 m) et aval (15 m) dumodèle, pour simuler un gradient hydrauliquelatéral de 0,005 m/m sur les 500 m du modèle. Untaux d’alimentation de 30 cm/an a été appliqué àl’ensemble du domaine du modèle.

À l’intérieur du champ d’écoulementconstant simulé, un terme source carré deconcentration constante (1 000 mg/L) a été définidans la nappe phréatique, pour représenter lacharge de chlorure provenant d’un tronçon deroute. Cette concentration se situe à l’intérieur dela gamme de concentrations (323 à 2 930 mg/L;moyenne de 923 mg/L) établie pour des eauxsouterraines peu profondes, sous une autorouteà quatre voies de Kitchener (Ontario) (StantecConsulting Ltd., 2000). On a simulé la formationet la migration d’un panache non freiné d’ionschlorure en phase dissoute, pendant 5 000 jours,puis la dissipation du panache après suppressiondu terme source.

Au terme d’une période de simulation de100 jours, correspondant au début de l’été aprèsque la nappe souterraine a été alimentée par defortes concentrations de chlorure provenant del’épandage de sels de voirie durant l’hiver, lesconcentrations dans les eaux souterrainesparallèles au panache ont présenté la formationcaractéristique d’un panache en « forme decigare », illustrée par la courbe de niveau 10 mg/L. À 100 jours, la courbe de niveau10 mg/L s’était déplacée à environ 40 m en avalde la source, alors que la courbe illustrant laconcentration de 250 mg/L se limitait à moinsde 10 m environ de la source. Après une périoded’environ cinq ans, le panache a atteint l’étatd’équilibre, comme l’indique la courbe de niveau10 mg/L où il y a équilibre entre le flux enprovenance de la source et le flux sortant deslimites du panache. À l’équilibre, la courbe10 mg/L se situe à 200 m environ en aval de lasource, alors que la courbe correspondant à250 mg/L s’est déplacée de 20 m en aval de lasource.

Après une période de simulationd’environ cinq ans, la source de chlorure a étésupprimée, pour estimer le temps nécessaire à ladissipation des concentrations. Les concentrationsde chlorure ont diminué rapidement après 50 jourset aucune des concentrations simulées n’a dépasséalors 250 mg/L.

Les simulations qui précèdent montrentque l’étendue des effets associés à l’épandage desels de voirie, le long d’une route donnée, peutêtre limitée par l’écoulement souterrain et lesprocessus de transport, selon les propriétés del’aquifère. Les résultats de la modélisationindiquent en outre que les puits peu profonds etles plans d’eau de surface situés à moins de 20 mdes routes où il y a épandage sont les plussusceptibles de subir les effets du chlorure.Le modèle suggère enfin que si l’on suspendl’épandage des sels de voirie, les concentrationsde chlorure dans l’aquifère peu profond peuventdiminuer considérablement, en une période dequelques mois à quelques années.

3.2.4 Études de cas

Cette section présente des mesures obtenuespar modélisation et sur le terrain pour certainesrégions du Canada. Morin (2000) examined’autres études de cas portant sur les effets del’épandage et de l’entreposage des sels sur laqualité des eaux souterraines.

Howard et Haynes (1993) ont évalué leseffets de l’épandage de sels de voirie à l’échellerégionale, dans le bassin du ruisseau Highlandsitué près de Toronto (Ontario). Au moyen demesures détaillées du débit du ruisseau et desconcentrations de chlorure sur une période detrois ans, ces auteurs ont estimé que 45 %seulement du chlorure épandu sous forme desels de voirie dans le bassin était éliminé par leruissellement, le reste (55 %) étant stocké dans leréseau des eaux souterraines. Howard et Haynes(1993) ont en outre estimé à 426 ± 50mg/L laconcentration moyenne de chlorure dans leseaux souterraines alimentant le débit de base duruisseau Highland, aux taux d’épandage courants.


Bien qu’on ne précise pas le taux d’épandage desels de voirie, on sait que la charge totale dansle bassin a été d’environ 200 g de chlorure desodium/m2. Donc, si on suppose un réseau routierd’une densité caractéristique d’un milieu urbain,le taux d’épandage de sels de voirie dans la régionà l’étude serait de l’ordre de 20 à 30 tonnes dechlorure de sodium par kilomètre de route à deuxvoies, ce qui se compare à la quantité prévue avecle modèle du bilan massique élaboré dans le cadredu présent rapport (section 3.2.3.2).

D’autres données sur les effets del’épandage des sels de voirie en régions urbainessur la qualité des eaux souterraines et sur lesrejets dans les eaux de surface sont présentéesdans Howard et Beck (1993) et Eyles et Howard(1988). Ainsi, des concentrations de chlorured’environ 400 mg/L ont été mesurées dans lessources qui alimentent le lac Ontario, le long deScarborough Bluffs près de Toronto, ce qui estcomparable aux concentrations estimées parHoward et Beck (1993) pour le bassin versantdu ruisseau Highland.

Les concentrations de chlorureà long terme mesurées dans les puitsd’approvisionnement municipaux fournissentd’autres preuves des effets de l’épandage dessels de voirie en hiver sur la qualité des eauxsouterraines (Johnston et al., 2000). La figure 15présente les concentrations de chlorure dans lespuits municipaux d’un centre urbain du sudde l’Ontario. Les données sur les taux actuelsd’épandage de chlorure dans la région de l’étude,à proximité des puits, indiquent que les tauxvarient de 18 à 36 tonnes de chlorure de sodiumpar kilomètre de route à deux voies, pour un tauxd’épandage moyen de 28 tonnes. Au début desannées 1960, les concentrations de chlorureétaient inférieures à 50 mg/L, mais elles ontaugmenté graduellement pour atteindre de 250 à300 mg/L à la fin des années 90 (figure 15) (lesdonnées après 1998 ne sont pas représentées).Un des principaux problèmes qui ressort destendances illustrées à la figure 15 est que laconcentration de chlorure continue d’augmenteret n’a pas atteint l’état d’équilibre. De fait, depuis

1998, les concentrations de chlorure dans cespuits ont augmenté à un rythme comparable àcelui observé depuis 1993 (et illustré sur la figure15), et la concentration dans le puits no 3 dépassemaintenant 350 mg/L. Il convient toutefois denoter que les eaux souterraines qui alimententces puits représentent des précipitations qui ontalimenté la nappe phréatique entre le milieu et lafin des années 70, puisque le temps de parcoursentre les eaux souterraines et les eaux de surfaceest de l’ordre de 30 ans. Donc, l’accroissementde la concentration de chlorure dans ces puits estimputable à l’épandage de sels de voirie qui s’estfait il y a 30 ans. Comme ces puits pompent enmoyenne 3,3 millions de mètres cubes d’eauchaque année et que leur zone de captage sur20 ans s’étend sur 12 km2, on considère queles concentrations prévues à ces puits sontreprésentatives des concentrations régionales dechlorure. Lorsqu’on compare les concentrationsactuelles (environ 350 mg/L) aux concentrationsprévues (300 à 450 mg/L), on constate que lamodélisation basée sur le bilan massique, définieà la section précédente, offre une estimationraisonnable des concentrations de chlorure(Johnston et al., 2000).

Le temps nécessaire pour atteindre l’étatd’équilibre (c.-à-d. le moment où il y a équilibreentre l’entrée et la sortie de sels) dépend desconditions hydrogéologiques locales et de la tailledu bassin versant (Howard et al., 1993). Howardet al. (1993) ont utilisé deux modèles numériquespour illustrer les variations temporelles etspatiales de la qualité de l’eau. Le modèleFLOWPATH indique que les polluantschimiquement rémanents comme le chlorure, quisont rejetés à quelques kilomètres des rivières etdu lac Ontario, émergeront dans environ cinq ans.Dans le cas de contaminants rejetés dans desrégions plus centrales, il faudra plus de 100 anspour qu’ils soient éliminés des eaux souterraines.À l’aide du modèle FLOWPATH, Howard et al.(1993) ont démontré que, à l’intérieur d’une zonede 460 km2 représentative de la Région du GrandToronto, les concentrations moyennes de chlorureatteindront l’état d’équilibre dans les 200 anssuivant l’épandage initial des sels répartis



uniformément sur l’ensemble de cette zone. Aumoyen d’un autre modèle (AQUA) appliqué à unerégion plus petite située près de Toronto, l’étatd’équilibre a été atteint en 30 ans seulement.À l’état d’équilibre, les taux de chlorure à unedistance de 200 m des autoroutes sur lesquellesil y a épandage de sels sont de deux à troisfois supérieurs aux concentrations de chlorureobservées dans le débit de base.

Williams et al. (1997) ont étudié lesconcentrations de chlorure dans 20 sources du sud-est de l’Ontario; ces concentrations variaient entre8,1 mg/L et 1 149 mg/L, les plus élevéesprovenant d’eaux souterraines susceptibles d’avoirété contaminées par les sels de voirie. Williams etal. (1999) ont poursuivi leur recherche et noté quela concentration moyenne de chlorure dans l’airede conservation de Glen Majors était de 2,1 mg/Let qu’elle était d’environ 100 mg/L dans lesrégions rurales. Des concentrations de chlorureplus élevées (>200 mg/L) ont été observéesdans des sources situées près de régions urbaines,la concentration maximale atteignant alors1 345 mg/L et la concentration moyennes’établissant à 1 092 mg/L. La source danslaquelle a été mesurée la concentration maximaleétait située à proximité d’une autoroute et d’unpont. De plus, les concentrations de chlorure dansces sites urbains ont augmenté entre novembre1996 et novembre 1997 et la contamination a étéassociée à l’usage des sels de voirie. Williams etal. (1999) ont également constaté qu’il était plusfacile de déterminer le profil spatial de lacontamination par les sels de voirie, en procédantà l’échantillonnage des sources plutôt que desruisseaux, parce que les concentrations de chloruredans l’eau de source (c.-à-d. rejet d’eauxsouterraines) varient relativement peu selon lasaison, alors que ces concentrations fluctuentconsidérablement dans les ruisseaux, d’une saisonà l’autre.

Howard et Taylor (1998) ont relevéde fortes concentrations de chlorure dans dessources alimentées par des aquifères le long deScarborough Bluffs, un segment du rivage du lacOntario à l’est de Toronto, de même que le long

d’un transect urbain-rural qui s’étend de lamoraine d’Oak Ridges à la région métropolitainede Toronto. Dans cette dernière région, desconcentrations de chlorure supérieures à2 800 mg/L ont été mesurées dans des sourcesémergeant d’aquifères peu profonds; cettecontamination par le chlorure a été attribuéeprincipalement aux sels de déglaçage chimiquesutilisés sur les routes (Howard et Beck, 1993).

En 1970, une autoroute a été construite àune distance de 50 à 200 m des puits utilisés par lamunicipalité de Trois-Rivières Ouest pour lecaptage des eaux souterraines. En 1976, on anoté une augmentation de la salinité (Gélinas etLocat, 1988) et, au début des années 1980, unpanache d’eaux souterraines salées a été identifié.Des concentrations de chlorure variant de 3 à1 500 mg/L ont été mesurées dans les échantillonsprélevés des piézomètres. Des données recueilliesen 1985 indiquent que la forme et l’étendue dupanache ont varié selon la période de l’année etla quantité d’eau pompée à chacun des six puitsmunicipaux. Les données pour 1985-1986indiquent que la concentration a augmentéprogressivement au printemps (pendant la fontedes neiges) pour atteindre un sommet en aoûtet septembre; de plus, des concentrations plusélevées ont été observées dans une station depompage municipale située en aval de l’autoroute.Ainsi, alors que les concentrations dans laplupart des puits en amont de l’autoroute ont étéinférieures à 5 mg/L, la concentration moyenne dechlorure dans une station en aval (80 mg/L) a étéenviron six fois plus élevée que la concentrationmoyenne dans une station proche, située en amont(14 mg/L).

La municipalité de Cap-de-la-Madeleinepompe l’eau de 27 puits. Bien que l’on considéraitque l’eau y était de très bonne qualité, laconcentration de chlorure dans certains puits aaugmenté graduellement depuis les années 1970 etcette hausse a été attribuée à l’utilisation des selsde déglaçage. Dans les régions où les fossés nesont pas reliés à un réseau de drainage, leruissellement s’infiltre de lui-même dans le sol(Delisle, 1999).

3.2.5 Conclusions

Une méthode basée sur le bilan massique a étéutilisée pour évaluer les effets potentiels des selssur la qualité des eaux souterraines et des eaux desurface, cette méthode permettant d’estimer lesconcentrations potentielles de chlorure à l’échellerégionale, en aval des réseaux routiers sur lesquelsil y a épandage. Ce modèle indique que lesconcentrations de chlorure dans les eauxsouterraines régionales seront probablementsupérieures à 250 mg/L, dans les régions où letaux d’épandage excède 20 tonnes de chlorurede sodium par kilomètre de route à deux voies,sur les réseaux routiers de forte densitécaractéristiques des régions urbaines. Si l’on sebase sur les taux d’épandage de sels de voirie auCanada, ce sont les eaux souterraines des régionsurbaines du sud de l’Ontario et du Québec et desMaritimes qui sont les plus susceptibles de subirles effets à grande échelle des sels de voirie.Le modèle du bilan massique élaboré pour laprésente évaluation indique par ailleurs que lesrégions rurales et semi-rurales risquent moinsd’être exposées à des concentrations de chlorure

supérieures à 250 mg/L, à l’échelle régionale.Des effets locaux le long de certaines routes onttoutefois été observés.

L’eau souterraine qui contient des sels devoirie finit par resurgir dans les eaux de surfaceou dans les sources. Des recherches révèlentqu’une partie seulement des sels de voirieépandus sur les routes sont éliminés par leruissellement et qu’une proportion importantepeut être emmagasinée dans les eaux souterraines.Des concentrations élevées de chlorure ont ainsiété observées dans les eaux souterraines, ainsique dans des sources alimentées par les eauxsouterraines. En outre, les concentrations prévueset mesurées dans les eaux souterraines et lessources dépassent les seuils de létalité établis pourbon nombre d’organismes, comme on le verra à lasection 3.3 (on peut s’attendre, par exemple, à ceque l’exposition à des concentrations supérieuresà 240 mg/L produisent des effets chez 10 % desespèces).


FIGURE 15 Concentration de chlorure dans les eaux souterraines des puits d’approvisionnementmunicipaux dans le Sud de l’Ontario (d’après Johnston et al., 2000)

3.3 Écosystèmes aquatiques

3.3.1 Méthode d’évaluation etd’établissement de la portée

Les sels de voirie peuvent avoir divers effets surles écosystèmes aquatiques. Evans et Frick (2001)ont évalué ces impacts, en procédant a) à unerecherche documentaire sur les effets del’épandage des sels de voirie sur les écosystèmesaquatiques et b) à un examen des taux de chlorurede sodium et autres sels de chlorure produisantdes effets létaux et sublétaux en laboratoire. Cesétudes ont ensuite servi à caractériser les risquesassociés aux sels de voirie. La présente sectionrésume les faits saillants de ce rapport.

Les écosystèmes aquatiques examinésdans cette évaluation couvrent un large éventaild’habitats, incluant des cours d’eau, des rivières,des terres humides, des étangs et des lacs. Cesécosystèmes sont situés à divers endroits auCanada, dans des régions fort variées dontcertaines sont exposées à des stress anthropiquesminimes et d’autres à des stress intenses. Ungrand nombre d’écosystèmes aquatiques sontsitués dans des régions relativement inexploitées,où les impacts d’origine anthropique sontminimes. Cependant, même minimes, ces impactssont préoccupants, car les habitats vierges sontsensibles à des stress anthropiques relativementmineurs. De faibles fluctuations dans lacomposition des espèces, en particulier desphytoplanctons, sont fortement représentatives detels impacts, car les espèces présentes dans lesmilieux inexploités se composent en grande partiede taxons adaptés à des milieux non perturbés etque les espèces qui tolèrent la pollution n’y sonthabituellement que des composantes mineures.Par conséquent, une augmentation même faiblede la concentration de chlorure, imputable auruissellement routier ou aux pertes des entrepôtsde sels, pourrait avoir des impacts mesurables surces communautés.

D’autres écosystèmes aquatiques sontsitués dans des régions rurales et agricoles, où lestaxons sont exposés à une variété de stress liés à

diverses activités humaines, notamment laperte de l’habitat et un apport accru deproduits chimiques. Avec l’intensification dudéveloppement dans les régions rurales duCanada, incluant la conversion d’étangs et deterres humides naturels à des usages agricoles,les maigres dizaines de mètres longeant les routespeuvent devenir d’importants habitats pour descommunautés végétales et fauniques déplacées.Ces zones peuvent aussi servir de corridorsde migration entre des régions plus vastes,relativement non perturbées (Nadec, 2001).

Enfin, on trouve aussi des écosystèmesaquatiques en milieu urbain, bon nombre de cesécosystèmes étant peu à peu intégrés au paysageurbain, sous l’effet de l’étalement. Dans cesrégions, diverses mesures sont prévues afinde protéger ces écosystèmes, en limitant ledéveloppement sur le littoral immédiat et encherchant à réduire au minimum les impactsanthropiques dans le bassin immédiat. Il existedes exemples bien connus d’espaces ainsiintégrés, que l’on pense aux parcs aménagésautour des nombreux ruisseaux qui traversent larégion métropolitaine de Toronto et aux parcscomme le parc Stanley, à Vancouver. Bien que cesécosystèmes aquatiques ne soient plus intacts, ilsméritent néanmoins d’être protégés pour éviterqu’ils ne se dégradent davantage. De plus enplus, les plans d’aménagement urbain prévoientl’incorporation d’éléments propres aux régionsrurales, comme des lacs et des ruisseaux. Bonnombre de ces écosystèmes artificiels sontaménagés dans le paysage naturel, à même deshabitats aquatiques déjà existants (p. ex., desétangs, des terres humides, des marécages, desruisseaux), lesquels sont rapidement colonisésde nouveau par des organismes aquatiques quiavaient temporairement été déplacés.

Les bassins de retenue des eaux pluviales,souvent aménagés à l’intérieur d’un écosystèmeaquatique naturel tel un ruisseau ou des terreshumides, sont d’autres systèmes artificielsqui servent d’habitats à un large éventaild’organismes (Bishop et al., 2000). Malgréleur caractère manifestement non idéal, car ces


habitats renferment une variété de contaminantset qu’ils perturbent le régime hydrologique,ces lieux procurent un habitat et des ressourcesaquatiques aux organismes et à la population(qui a besoin d’une aire critique pour assurer sonautosuffisance), à l’intérieur d’un paysage urbainet rural de plus en plus fragmenté.

La présente évaluation porte sur toutes lescomposantes des écosystèmes aquatiques, incluantles bactéries, les champignons, les protozoaires,les zooplanctons, les invertébrés benthiques, lespoissons et les amphibiens. Ces groupes n’onttoutefois pas tous été évalués également dans ladocumentation. Ainsi, les études en laboratoiresur la toxicité du chlorure portent principalementsur les poissons, les zooplanctons et lesinvertébrés benthiques et il s’agit, dans la plupartdes cas, d’études sur l’exposition à court terme.De telles études visent essentiellement à évaluerla capacité d’une espèce de résister à un stressosmotique de courte durée, provoqué parl’élévation de la salinité. Peu d’études ont portésur la toxicité chronique, laquelle a été estiméeà l’aide de méthodes adoptées par la U.S. EPA(1988) pour définir les lignes directrices sur laqualité de l’eau qui s’appliquent au chlorure.

De même, relativement peu d’études surle terrain ont porté expressément sur les effets dessels de voirie sur les écosystèmes aquatiques. Quiplus est, la majorité de ces études ont été réaliséesdurant les années 1970 et 1980, dont bon nombreaux États-Unis. Celles-ci peuvent néanmoinss’appliquer dans l’ensemble à l’environnementcanadien.

Comme le prévoit la LCPE de 1999et tel qu’indiqué dans un document publié parEnvironnement Canada (1997a), on utilise laméthode fondée sur le poids de la preuve —laquelle consiste à examiner plusieurs sources dedonnées — pour accroître la confiance à l’égarddes conclusions de l’évaluation. Ces donnéesproviennent entre autres d’études sur la toxicitéà court terme, d’estimations de la toxicité aiguë,d’études sur le terrain, de données nouvelles et del’examen général des profils d’utilisation des sels

de voirie dans l’environnement canadien. Enfin,une démarche par niveaux basée sur des quotientsest aussi utilisée pour déterminer la probabilitéque le rejet de sels de voirie dans l’environnementait des effets nocifs sur les écosystèmesaquatiques.

3.3.2 Études en laboratoire

La recherche documentaire visant à releverles études en laboratoire examinant la toxicitédu chlorure avait principalement pour but derecueillir de l’information sur la toxicité duchlorure de sodium, mais elle a aussi permis derelever des données sur la toxicité des chloruresde calcium, de potassium et de magnésiumégalement présents dans divers sels de voirie.Les données sur la toxicité sont essentiellesà l’évaluation des concentrations dansl’environnement et des durées d’expositionsusceptibles d’êtres nocives. La toxicité à courtterme (de quelques heures à quelques jours) et àlong terme (semaines à mois) sont toutes deuxpréoccupantes. Les paragraphes qui suiventprésentent un résumé de ces observations.

3.3.2.1 Études sur la toxicité à court terme outoxicité aiguë

L’exposition à court terme (de quelques heuresà quelques jours) à de fortes concentrationsde chlorure est un des scénarios d’expositionpréoccupants, en particulier lorsque la capacitéde dilution du plan d’eau récepteur est faible. Leruissellement routier, qui s’écoule directementdans les ruisseaux, les cours d’eau et autres plansd’eau qui longent les routes, est particulièrementpréoccupant. Les organismes qui vivent dans desplans d’eau plus vastes ayant une plus grandecapacité de dilution, comme les rivières et leslacs, risquent moins d’être exposés à desconditions de toxicité aiguë. En revanche, lesorganismes qui vivent dans les terres humides,qui sont des cours d’eau stationnaire relativementpetits et à faible débit de renouvellement, peuventsubir des effets importants dus à une toxicitéaiguë et chronique.


Une vaste recherche documentaire apermis de recenser plusieurs douzaines d’étudessur la toxicité à court terme (aiguë) du chlorurede sodium pour les organismes aquatiques; moinsd’études par contre ont été recensées sur leseffets des sels de magnésium, de calcium et depotassium (Evans et Frick, 2001). Ces étudessur la toxicité aiguë ont ensuite été réparties enquatre catégories basées sur l’intervalle de temps,pour estimer la toxicité résultant de diversesexpositions à des concentrations élevées dechlorure.

• Moins de 24 heures : Quatre études ont étérecensées sur les expositions de moins d’unejournée, dont trois sur le poisson et une sur lesorganismes benthiques (tableau 10); lesvaleurs de la CL50 dans ces études varient de6 063 à 30 330 mg de chlorure/L, la moyennegéométrique étant de 12 826 mg/L. Lessalinités naturelles qui se situent dans cetintervalle s’observent dans les estuaires, lesmarais salés, les océans et les lacs intérieurssalés. Elles ont aussi été associées auruissellement (et éclaboussures) provenantd’autoroutes à voies multiples, à la neige uséeen milieux urbains, ainsi qu’au lixiviat et auxeaux souterraines s’écoulant d’entrepôts desels. Enfin, des concentrations élevées dechlorure, se situant à l’extrémité inférieurede cet intervalle, ont été rapportées dans l’eaude puits, un cours d’eau ainsi qu’une terrehumide située près d’un entrepôt de sels devoirie (voir les sections 2.3, 2.4, 2.6 et 3.4).

• 24 heures : Sept études ont été recensées surdes expositions de 24 heures, dont quatre surle poisson et trois sur des cladocères(tableau 11); les valeurs de la CL50 qui y sontrapportées fluctuent entre 1 652 et 8 553 mgde chlorure/L, la moyenne géométriqueétant de 3 746 mg/L. Les salinités dans cetintervalle sont caractéristiques des estuaires,des marais salés et des lacs intérieurs salés;elles ont aussi été observées dans l’eaude ruissellement (et les éclaboussures)d’autoroutes à voies multiples, dans la neigeusée de régions urbaines et dans le lixiviats’écoulant d’entrepôts de sels. Enfin, des

concentrations élevées de chlorure, se situantà l’extrémité inférieure de cet intervalle, ontaussi été observées dans l’eau de puits, uncours d’eau et une terre humide située prèsd’un dépôt de sels de voirie (voir les sections2.3, 2.4, 2.6 et 3.4).

• 3 à 4 jours : On a relevé plusieurs étudesexaminant la toxicité après quatre joursd’exposition au chlorure de sodium pour unevariété d’organismes et un nombre moindred’études sur la toxicité après trois joursd’exposition. Les données sur l’expositionpendant trois jours ont été converties enestimations sur quatre jours, à l’aide d’unfacteur de conversion décrit dans Evans etFrick (2001). Au total, 28 observations ontainsi été obtenues, dont 13 sur le poisson,7 sur des cladocères et 8 sur d’autresinvertébrés (tableau 12). De plus, certainesespèces ont fait l’objet de plusieurs études;c’est le cas notamment de Daphnia magna etde la tête-de-boule (Pimephales promelas).Ces études font état de quelques différencesdans la valeur de la CL50, attribuables sansdoute aux variations dans les conditionsd’essai (p. ex., utilisation d’eau reconstituéedans Birge et al., 1985) ou à des différencesdans la tolérance physiologique desorganismes d’essai, les poissons affichantgénéralement une plus grande tolérance queles invertébrés. Les valeurs de la CL50 varientainsi de 1 400 à 13 085 mg de chlorure/L(moyenne géométrique de 4 033 mg/L).Cette tolérance plus élevée après quatre joursqu’après un jour s’explique, en grande partie,par l’inclusion du gambusie (Gambusiaaffinis, un poisson résistant qui est utilisédans le monde entier pour lutter contreles moustiques) et de l’anguille (Anguillarostrata, un poisson qui passe sa vie adultedans l’océan) dans l’ensemble de données.Les salinités dans cet intervalle sontcaractéristiques des estuaires, des marais saléset des lacs intérieurs salés; elles ont aussi étéobservées dans l’eau de ruissellement (et leséclaboussures) provenant d’autoroutes à voiesmultiples, dans la neige usée des villes etdans le lixiviat s’écoulant d’entrepôts de sels.


Enfin, des concentrations élevées de chlorure,se situant à l’extrémité inférieure de cetintervalle, ont été relevées dans l’eau d’unpuits, un cours d’eau et une terre humide àproximité d’un dépôt de sels de voirie (voir lessections 2.3, 2.4, 2.6 et 3.4). Des salinitésfluctuant entre 1 000 et 4 000 mg/L ont aussiété mesurées dans plusieurs ruisseaux de larégion métropolitaine de Toronto.

• 7 à 10 jours : On a relevé 17 études estimantla toxicité du chlorure après une exposition de7 à 10 jours (tableau 13). Les expositions decette durée se situent à l’extrémité supérieuredes durées d’exposition aiguë, sans pour

autant être suffisamment longues pour êtrequalifiées d’expositions chroniques pour lesorganismes ayant une longue durée de vie,comme les amphibiens et les poissons.Différents paramètres ont été examinésdans le cadre de ces études, notammentla mortalité, la réduction de la croissance,la fécondité et l’échec du développementcomplet (c.-à-d. de l’œuf à l’embryon). Cinqessais ont porté sur le poisson, deux sur desamphibiens, neuf sur des zooplanctons et unsur les algues. Les valeurs de la CL50 et de laCE50 varient de 874 à 3 660 mg de chlorure/L(moyenne géométrique de 1 840 mg/L); cetintervalle de salinité, qualifié de sous-salé


TABLEAU 10 Réactions des organismes à la toxicité du chlorure de sodium, après une exposition demoins d’une journée (d’après Evans et Frick, 2001)

Espèce Nom commun/ NaCl Cl (mg/L) Réaction Durée Référencetaxon (mg/L) (heure)

Salvelinus omble de fontaine 50 000 30 330 CL50 0.25 Phillips,fontinalis 1944

Lepomis crapet arlequin 20 000 12 132 CL47 6 Waller et macrochirus al., 1996

Oncorhynchus truite arc-en-ciel 20 000 12 132 CL40 6 Waller et mykiss al., 1996

Chironomus chironome 9 995 6 063 CL50 12 Thorton attenatus et Sauer,

1972

TABLEAU 11 Réactions des organismes à la toxicité du chlorure de sodium, après une exposition d’unejournée (d’après Evans et Frick, 2001)

Espèce Nom commun NaCl Cl Réaction Référencetaxon (mg/L) (mg/L)

Lepomis macrochirus crapet arlequin 14 100 8 553 CL50 Doudoroff et Katz, 1953Daphnia magna cladocère 7 754 4 704 CL50 Cowgill et Milazzo, 1990Cirrhinius mrigalo alevin de 7 500 4 550 CL50 Gosh et Pal, 1969

carpe indienneLabeo rohoto alevin de 7 500 4 550 CL50 Gosh et Pal, 1969

carpe indienneCatla catla alevin de 7 500 4 550 CL50 Gosh et Pal, 1969

carpe indienneDaphnia pulex cladocère 2 724 1 652 CL50 Cowgill et Milazzo, 1990Ceriodaphnia dubia cladocère 2 724 1 652 CL50 Cowgill et Milazzo, 1990

(Hammer, 1986), est caractéristique del’interface entre les milieux marins etdulcicoles, ainsi que des lacs intérieurs sous-salés. La diversité des espèces diminuerapidement à mesure qu’augmente la salinitédans cet intervalle (Wetzel, 1983). Pareillessalinités ont été observées dans l’eau deruissellement (et les éclaboussures) des

autoroutes, la neige usée, le lixiviat provenantd’entrepôts de sels, l’eau de puits, un coursd’eau, une terre humide située près d’un dépôtde sels de voirie, ainsi que dans des ruisseauxet rivières de la région métropolitaine deToronto.


TABLEAU 12 Valeurs de la CL50 après 4 jours pour divers taxons exposés au chlorure de sodium(d’après Evans et Frick, 2001)

Espèce Nom commun/ NaCl Cl Référencetaxon (mg/L) (mg/L)

Anguilla rostrata anguille, stade de 21 571 13 085 Hinton et Eversole, 1978l’anguille noire

Anguilla rostrata anguille, stade de 17 969 10 900 Hinton et Eversole, 1978la civelle

Gambusia affinis gambusie 17 500 10 616 Wallen et al., 1957Lepomis macrochirus crapet arlequin 12 964 7 864 Trama, 1954Oncorhynchus mykiss truite arc-en-ciel 11 112 6 743 Spehar, 1987Pimephales promelas tête-de-boule 10 831 6 570 Birge et al., 1985Culex sp. moustique 10 254 6 222 Dowden et Bennett, 1965Lepomis macrochirus crapet arlequin 9 627 5 840 Birge et al., 1985Pimephales promelas tête-de-boule 7 681 4 600 WI SLOH, 1985Pimephales promelas tête-de-boule 7 650 4 640 Adelman et al., 1976Carassius auratus cyprin doré 7 341 4 453 Adelman et al., 1976Anaobolia nervosa phrygane 7 014 4 255 Sutcliffe, 1961Limnephilus stigma phrygane 7 014 4 255 Sutcliffe, 1961Daphnia magna cladocère 6 709 4 071 WI SLOH, 1985Chironomus attenatus chironome 6 637 4 026 Thorton et Sauer, 1972Daphnia magna cladocère 6 031 3 658 Cowgill et Milazzo, 1990Hydroptila angusta phrygane 5 526 4 039 Hamilton et al., 1975Cricotopus trifascia chironome 5 192 3 795 Hamilton et al., 1975Catla catla alevin de carpe 4 980 3 021 Gosh et Pal, 1969

indienne Labeo rohoto alevin de carpe 4 980 3 021 Gosh et Pal, 1969

indienne Cirrhinius mrigalo alevin de carpe 4 980 3 021 Gosh et Pal, 1969

indienne Lirceus fontinalis isopode 4 896 2 970 Birge et al., 1985Physa gyrina escargot 4 088 2 480 Birge et al., 1985Daphnia magna cladocère 3 939 2 390 Arambasic et al., 1995Daphnia magna cladocère 3 054 1 853 Anderson, 1948Ceriodaphnia dubia cladocère 2 630 1 596 WI SLOH, 1985Daphnia pulex cladocère 2 422 1 470 Birge et al., 1985Ceriodaphnia dubia cladocère 2 308 1 400 Cowgill et Milazzo, 1990


TABLEAU 13 Valeurs de la CL50 et de la CE50 pour divers taxons, après une exposition de 7 à 10 joursau chlorure de sodium1 (d’après Evans et Frick, 2001)

Espèce Nom commun/ NaCl Cl Réaction Référencetaxon (mg/L) (mg/L)

Daphnia magna cladocère 6 031 3 660 CL50 Cowgill et Milazzo, 1990Daphnia magna cladocère 5 777 3 506 CE50 (nombre Cowgill et Milazzo, 1990

moyen deportées)

Pimephales promelas larve de tête- 5 490 3 330 CL50 Beak, 1999de-boule

Pimephales promelas larve de tête- 4 990 3 029 CE50 Beak, 1999de-boule (croissance)

Daphnia magna cladocère 4 310 2 616 CE50 Cowgill et Milazzo, 1990(poids sec)

Daphnia magna cladocère 4 282 2 599 CE50 (nombre Cowgill et Milazzo, 1990total de

descendants)Daphnia magna cladocère 4 040 2 451 CE50 (taille Cowgill et Milazzo, 1990

moyenne de la portée)

Xenopus laevis embryon de 2 940 1 784 CL50 Beak, 1999grenouille

Oncorhynchus mykiss embryon/alevin 2 630 1 595 CL50 (survie) Beak, 1999de truite arc-en-ciel

Xenopus laevis embryon de 2 510 1 524 CE50 (survie) Beak, 1999grenouille

Nitzschia linearais diatomée 2 430 1 474 CE50 (nombre Gonzalez-Moreno et al.,de cellules) 1997

Oncorhynchus mykiss oeuf/embryon 2 400 1 456 CL50 (survie) Beak, 1999de truite arc-en-ciel

Ceriodaphnia dubia cladocère 2 077 1 261 CL50 Cowgill et Milazzo, 1990Ceriodaphnia dubia cladocère 1 991 1 208 CE50 (nombre Cowgill et Milazzo, 1990

moyen de portées)

Ceriodaphnia dubia cladocère 1 761 1 068 CE50 (taille Cowgill et Milazzo, 1990moyenne de la

portée)Ceriodaphnia dubia cladocère 1 761 1 088 CE50 (nombre Cowgill et Milazzo, 1990

total de descendants)

Pimephales promelas embryon de 1 440 874 CL50 (survie) Beak, 1999tête-de-boule

1 Ratios CL50 /CE50 calculés pour les études où les deux paramètres ont été estimés (c.-à-d. Cowgill et Milazzo, 1990; Beak, 1999).

3.3.2.2 Toxicité chronique

La toxicité chronique (ou à long terme) duchlorure de sodium, qui peut se manifester aprèsune exposition de plusieurs semaines à plusieursmois, a été peu étudiée en laboratoire et seulesdeux études ont été relevées lors de la recherchedocumentaire.

Birge et al. (1985) ont estimé à6 570 mg/L la valeur de la CL50 du chlorure aprèsquatre jours, pour la tête-de-boule. La CSEOlors de l’essai de survie aux premiers stades devie (à 33 jours) a été de 252 mg de chlorure/Let la concentration minimale avec effet observé(CMEO), de 352 mg/L, pour une moyennegéométrique de 298 mg/L. Cette dernière valeur aété utilisée comme valeur estimative de la toxicitéchronique, ce qui donne un rapport entre latoxicité aiguë et chronique (RAC) de 22,1. Birgeet al. (1985) ont également fait des essais surDaphnia pulex et obtenu une CL50 après 4 joursde 1 470 mg/L. Lors de l’essai sur 21 joursvisant à évaluer la toxicité chronique du chlorurepour cette espèce — la toxicité chroniquecorrespondant à la moyenne géométrique entrela CSEO (314 mg/L) et la CMEO (441 mg/L) —ces auteurs ont obtenu une valeur de 372 mg/L,ce qui est comparable à celle calculée pour la tête-de-boule. Cependant, comme la valeur de toxicitéaiguë est plus faible pour Daphnia, le rapportentre la toxicité aiguë et la toxicité chronique(RAC) est de 3,95. Birge et al. (1985) ont procédéà un deuxième essai de toxicité sur quatre joursavec D. pulex, cette fois-ci en utilisant de l’eau deruisseau naturelle; ils ont obtenu alors une CE50

de 3 050 mg de chlorure/L, ce qui est deux foissupérieur à la tolérance calculée avec de l’eaureconstituée. (Si cette valeur était utilisée pourestimer le RAC, on obtiendrait un rapport de8,20.) Birge et al. (1985) ont fait la moyennegéométrique des valeurs de toxicité chroniquepour Daphnia et la tête-de-boule et estimé à333 mg/L la valeur de toxicité chronique duchlorure; ils notent toutefois une certaineincertitude liée aux valeurs calculées pourD. pulex.

Dans le cadre d’une étude ultérieure, laU.S. EPA (1988) a défini des critères de qualitéde l’eau pour le chlorure, en s’appuyant en grandepartie sur les valeurs de toxicité aiguë et sur lesrapports entre la toxicité aiguë et chroniqueestimés par Birge et al. (1985). Ainsi, l’agenceaméricaine a utilisé les valeurs de toxicité et leRAC (3,95) établis par Birge et al. pour Daphniapulex. Dans le cas toutefois de la tête-de-boule,la U.S. EPA a estimé à 433,1 mg/L la toxicitéchronique (d’après la moyenne géométrique entreun taux de diminution de la survie de 9 % à352 mg/L et un taux de diminution de 15 %, à533 mg/L), pour un RAC de 15,17. Ces auteurscitent également une étude sur la truite arc-en-ciel(Salmo gairdneri, aujourd’hui désignéeOncorhynchus mykiss), qui a été réalisée parSpehar (1987) et qui fait état d’une valeur detoxicité aiguë de 6 743 mg de chlorure /L, d’unevaleur de toxicité chronique de 922,7 mg dechlorure/L et d’un RAC de 7,31. La moyennegéométrique de ces trois rapports a été utiliséepour calculer le RAC final (7,59); ce rapport aensuite été divisé par la valeur de toxicité aiguëfinale pour l’ensemble du genre (1 720 mg/L),d’après le genre le plus sensible (Daphnia), pourdéterminer la valeur de toxicité chronique finale(226,5 mg/L).

Une variante de la méthode basée surle rapport entre la toxicité aiguë et la toxicitéchronique a servi à estimer la toxicité chroniquechez les organismes pour lesquels on possédaitdes données sur la toxicité aiguë à quatre jours.Deux méthodes auraient pu être utilisées à cettefin. La première aurait consisté à appliquer leRAC calculé pour Daphnia (3,95) par Birge et al.(1985), puis repris par l’Environmental ProtectionAgency des États-Unis (U.S. EPA, 1988), auxdonnées sur les invertébrés et à utiliser lamoyenne géométrique (10,53) du RAC pour lepoisson, cité par l’EPA. Birge et al. (1985) onttoutefois estimé que la valeur de toxicité aiguë (etle RAC) étaient trop faibles. De plus, l’applicationde deux rapports différents modifie le classementgénéral de la sensibilité des espèces d’après lesdonnées de toxicité aiguë à quatre jours, de sorteque le poisson semble maintenant plus sensible,


alors que les invertébrés aquatiques semblent plustolérants, à des expositions de longue durée à defortes concentrations de chlorure — unehypothèse très peu plausible compte tenu du faitque les organismes aquatiques comme lescladocères et les larves d’insectes sont peureprésentés dans les milieux marins et estuariens,alors que les taxons de poisson comme lessalmonidés ont une grande affinité pour lesmilieux marins. Il est donc préférable dereprendre la démarche proposée par la U.S. EPAet d’utiliser le rapport moyen (7,59), lui-mêmebasé sur la moyenne géométrique des troisrapports entre la toxicité aiguë et la toxicitéchronique.

En utilisant un RAC moyen de 7,59, on aestimé que la valeur de toxicité aiguë du chlorurevariait entre 184,5 mg/L (Ceriodaphnia dubia) et1 724 mg/L (stade noir de l’anguille), pour unemoyenne géométrique de 512,6 mg/L (Evans etFrick, 2001). La valeur inférieure de cet intervalleest environ 24 fois supérieure à la concentrationmoyenne de chlorure (8 mg/L) dans l’eau desrivières à l’échelle mondiale (Wetzel, 1983).La moyenne géométrique des valeurs de toxicitéchronique (551,9 mg de chlorure/L) se situe àl’extrémité inférieure de l’intervalle (500 à1 000 mg de chlorure/L) à l’intérieur duquel denombreux chercheurs ont observé la disparitiond’espèces dulcicoles avec l’accroissement de lasalinité (Williams, 1987; Hart et al., 1990; Lelandet Fend, 1998; Evans et Frick, 2001). De fait, onobserve une diminution sensible de la diversitédes espèces dans les écosystèmes dulcicoleslorsque la salinité passe d’environ 2 000 mg/L à5 000 mg/L (figure 16; voir aussi Wetzel, 1983).En général, le nombre d’espèces dulcicolesdiminue à mesure que la salinité augmente, lesbaisses les plus fortes et les plus rapides seproduisant lorsque la concentration de chlorure sesitue entre 1 000 et 3 000 mg/L. Or des salinitésfluctuant entre 185 et 1 724 mg/L ont étémesurées dans l’eau de ruissellement (et leséclaboussures) provenant des autoroutes, la neigeusée, le lixiviat s’écoulant d’entrepôts de sels etdes ruisseaux de la région métropolitaine deToronto. Les valeurs de salinité inférieures ont étéassociées à des lacs contaminés par du chlorure.

3.3.3 Évaluation de la toxicité pour lesécosystèmes aquatiques

La toxicité des sels de voirie pour les milieuxaquatiques a été évaluée au moyen des troisméthodes suivantes : a) caractérisation du risquebasée sur les seuils de toxicité et les quotients,selon la procédure définie dans EnvironnementCanada (1997a); b) examen des donnéesrecueillies sur le terrain et démontrant des effetssur des populations ou des écosystèmes et c)examen des effets abiotiques. Les paragraphes quisuivent décrivent brièvement ces trois méthodes.

• Caractérisation du risque basée sur les seuilsde toxicité et les quotients : Cette méthodebasée sur le calcul de quotients détermine laprobabilité que l’épandage de sels de voiriedans l’environnement ait des effets nocifs surles écosystèmes aquatiques. Elle consiste àcomparer les concentrations de chloruredans le milieu aquatique, résultant du rejetde sels de voirie (d’après la documentationet les analyses préparées pour la présenteévaluation), aux seuils de toxicité des sels dechlorure établis en laboratoire.

• Preuves sur le terrain d’effets sur despopulations ou des écosystèmes : En général,la méthode du quotient s’appuie sur les seuilsde toxicité. Il peut arriver toutefois que desconditions environnementales qui, sansnécessairement exposer les organismes àdes concentrations de contaminants toxiques,procurent des avantages sélectifs pourcertaines populations ou espèces etprovoquent ainsi des modifications dans lespopulations et la structure des communautés.Les études sur le terrain conviennent donctout particulièrement à l’examen des effetschroniques imputables à la présence deconcentrations élevées de chlorure dansl’environnement. Cependant, comme il estimpossible de tenir compte de toutes lesvariables dans des études de ce genre, il sepeut que certains effets observés soient dusà l’effet combiné d’autres variables.


• Effets abiotiques : Les substances peuventaltérer l’environnement abiotique et, ainsi,avoir des effets sur les écosystèmes, par leursinteractions avec les composantes physiques,chimiques ou biologiques du milieu. Les selsde voirie peuvent, à cet égard, exercer leurseffets de deux manières importantes, d’aborden modifiant la densité de l’eau et donc sespropriétés de mélange. Ce phénomène estparticulièrement important dans les plansd’eau relativement stationnaires comme leslacs, les étangs et les terres humides. Lechlorure peut aussi accroître la solubilitéd’une variété de substances, y compris lesmétaux.

3.3.3.1 Caractérisation du risque selon lequotient

La méthode d’évaluation des risquesenvironnementaux basée sur le quotient se fondesur les procédures décrites dans EnvironnementCanada (1997a). À partir de scénariosd’exposition plausibles, on choisit une valeurestimée de l’exposition (VEE) prudente ou très

prudente, puis on détermine la valeur estiméesans effet observé (VESEO) en divisant la valeurcritique de la toxicité (VCT) expérimentale par uncoefficient, afin de tenir compte des incertitudesdues à l’évaluation de l’exposition chronique ouintermittente par extrapolation, à l’extrapolationdes conditions de laboratoire aux conditions surle terrain, ainsi qu’aux variations de sensibilitéobservées entre les espèces de même qu’au seind’une même espèce. La VCT peut être baséesur une vaste gamme d’effets toxiques, incluantla mortalité, la croissance, la reproduction, lafécondité, la longévité, la productivité, ainsi quela structure et la diversité des communautés.

Après avoir calculé la VESEO, on calculeun quotient très prudent (niveau 1) (VEE/VESEO)pour les taxons sensibles pertinents, afin dedéterminer si le rejet de la substance présentedes risques environnementaux potentiels. Si lequotient ainsi calculé est inférieur à un, on peuten conclure que la substance pose peu de risquespour l’environnement, et l’évaluation des risquesprend fin. Par contre, si le quotient est supérieur àun pour un paramètre d’évaluation en particulier,


FIGURE 16 Diversité des espèces dans différents gradients de salinité et de chlorure (d’après Wetzel, 1983)

douce

il faut alors procéder, pour ce paramètre, à uneévaluation de niveau 2 pour laquelle on calcule unquotient plus réaliste, mais toujours prudent, pourchaque taxon pertinent. Si ces quotients sontsupérieurs à un, on procède à une évaluation deniveau 3, laquelle vise à évaluer la probabilitéet l’ampleur des effets. Cette dernière méthodeconsiste en un examen plus approfondi dessources de variabilité et d’incertitude inhérentesà l’analyse du risque.

3.3.3.2 Évaluations de niveaux 1 et 2

3.3.3.2.1 Valeur estimée de l’exposition (VEE)

L’évaluation de niveau 1 est basée sur un scénariod’exposition très prudent, où l’on supposegénéralement que la VEE correspond à laconcentration maximale mesurée ou susceptibled’être observée dans l’environnement au Canada.Les plus fortes concentrations de chlorure desodium en milieu aquatique ont été associées auxeaux de ruissellement des routes, à la neigecontaminée par les sels et aux eaux contaminéesprès d’entrepôts de sels.

En Ontario, on a décelé desconcentrations de chlorure atteignant19 135 mg/L dans les eaux de ruissellementprovenant du pont Skyway (Mayer et al., 1998).De leur côté, Delisle et al. (1995) ont évalué laconcentration de chlorure dans la neige usée desrues de Montréal et font état d’une concentrationmoyenne de 3 851 mg/L et d’une concentrationmaximale de 10 000 mg/L; la concentration dechlorure s’est établie en moyenne à 3 115 mg/Ldans la neige usée provenant des rues secondaireset à 5 066 mg/L pour la neige enlevée des ruesprincipales (Delisle et Dériger, 2000; section2.3.1). De plus, des concentrations de chlorureatteignant 66 000 mg/L ont été rapportées dansle lixiviat s’écoulant d’entrepôts de sels malentretenus (section 2.4.2.1). Bien qu’on n’aitrelevé aucune étude sur des terres humides auCanada, la concentration de chlorure dans leseaux de surface d’une tourbière située près d’unentrepôt de sels de voirie, dans le Maine, a atteint13 500 mg/L et est demeurée élevée durant toute

la période d’échantillonnage de mars à octobre(Ohno, 1990). Aux fins des évaluations de niveau1, une VEE de 10 000 mg/L a été utilisée, cettevaleur représentant la concentration maximaleestimée de chlorure. Une telle concentration estreprésentative des eaux de fonte qui s’écoulentdes routes et pénètrent dans les petits plansd’eau récepteurs, comme les ruisseaux et lesterres humides en bordure des routes, et elle serapproche des concentrations observées dans lesterres humides situées près d’entrepôts de sels devoirie mal aménagés.

L’évaluation de niveau 2 consiste à faireune analyse plus poussée de l’exposition ou deseffets (ou des deux), afin de calculer un quotienttoujours prudent, mais plus réaliste que lequotient très prudent calculé pour l’évaluationde niveau 1 (Environnement Canada, 1997a).Au Canada, les données les plus complètes surles effets des sels de voirie sur les concentrationsde chlorure dans les eaux souterraines et autressystèmes aquatiques proviennent de la régionmétropolitaine de Toronto. Williams et al. (1997,1999), par exemple, ont examiné les effets dessels de voirie sur les eaux souterraines et lescommunautés d’invertébrés dans des sourcesalimentées par des eaux souterraines. On possèdeégalement un vaste ensemble de données surla qualité de l’eau pour un grand nombre deruisseaux de la région métropolitaine de Toronto.Qui plus est, le sud de l’Ontario est une région oùse fait l’épandage de fortes quantités de sels devoirie. C’est donc cet ensemble de données qui aété utilisé pour calculer la VEE de niveau 2.

Les concentrations de chlorure ontété mesurées dans plusieurs cours d’eau dubassin visé par le Plan d’assainissement de laCommunauté urbaine de Toronto, entre 1990 et1996 (voir Evans et Frick, 2001, tableau 9), lesdonnées étant recueillies sur une base saisonnière.Les concentrations maximales de chlorurerapportées aux diverses stations de surveillances’établissent comme suit : de 2 140 à 3 780 mg/Là trois stations du ruisseau Etobicoke; 3 470 mg/Lau ruisseau Mimico; 4 310 mg/L au ruisseauBlack; de 96 à 4 310 mg/L aux cinq stations de


la rivière Humber; de 960 à 2 610 mg/L auxtrois stations de la rivière Don et 1 390 mg/Lau ruisseau Highland. Les tracés saisonniersillustrant la fluctuation de la concentration dechlorure dans le ruisseau Highland, entre1990 et 1993, montrent plusieurs périodesd’échantillonnage durant l’hiver où lesconcentrations de chlorure ont été supérieuresà 1 000 mg/L, durant, semble-t-il, plusieurspériodes d’une semaine. Les concentrationsmoyennes de chlorure à ces endroits ont variéentre 278 et 553 mg/L, les concentrations durantl’hiver étant près de deux fois supérieures à cellesobservées durant l’été. Williams et al. (1999)rapportent également une concentration moyennede chlorure de 1 092 mg/L dans une source située

près d’une autoroute et d’un pont, en Ontario,ce résultat s’expliquant sans doute par lacontamination des eaux souterraines par les selsde voirie. Bien que la concentration maximale dechlorure dans les ruisseaux et les rivières de larégion de Toronto contaminés par les sels devoirie fluctue entre 2 000 et 4 000 mg/L, il estprobable que la fréquence et la durée de cesépisodes varient. Par conséquent, une estimationmoins prudente de 1 000 mg/L a été utiliséecomme VEE pour les évaluations de niveau 2.Des concentrations de chlorure de cet ordre ontsouvent été observées dans les ruisseaux et lesrivières de la région de Toronto, dans une sourcecontaminée de la région de Toronto et dans unetourbière contaminée par un entrepôt de sels de


TABLEAU 14 Résumé des évaluations de niveau 2 (d’après Evans et Frick, 2001)

Organisme Durée d’exposition/ VCT Référence Coefficient VEE/VESEOparamètre Cl

(mgL)1. Champignons 48-heures/accroissement 659 Sridhar et 100 250Champignon aquatique de la sporulation (400) Barlocher, 1997inconnu

2. Protozoaires 17 jours/réduction de 577 Gonzalez- 1 2,9Euglena gracilis 16 % de cellules (350) Moreno

cultivées à la lumière et al., 1997

3. Phytoplanctons 120 heures/réduction 2 430 Patrick et al., 100 67,8Nitzschia linearais de 50 % du nombre de (1 475) 1968

cellules

4. Macrophytes 45 jours/réduction de 2 471 Wilcox, 1984 100 66,7Sphagnum fimbriatum 43 % de la croissance (1 500)

5. Zooplanctons 7 jours/50% de mortalité 2 019 Birge et al., 100 81,2Ceriodaphnia dubia (1 260) 1985 Cowgill

et Milazzo,1990

6. Invertébrés benthiques CL25 après 48 heures 2 000 Hamilton 10 8,2Nais variabilis (1 214) et al., 1975

7. Intvertébrés benthiques CE50 après 7 jours 2 510 Beak, 1999 100 65,6Nais variabilis (1 524)

8. Poisson CE25 après 7 jours, 1 630 Beak, 1999 10 10,1Oncorhynchus mykiss oeuf/embryon (989)

voirie (Wilcox, 1982). Pour ces scénarios, onprésume que la durée d’exposition serait del’ordre de quelques jours.

3.3.3.2.2 Valeurs critiques de la toxicité (VCT)

Les données utilisées pour calculer les VCT,aux fins des évaluations de niveaux 1 et 2,ont été obtenues dans le cadre de la recherchedocumentaire citée précédemment et décrite endétail dans Evans et Frick (2001). Il a toutefoisété impossible de trouver des données pertinentespour tous les groupes trophiques; les données lesplus complètes proviennent d’études sur despériodes de deux à quatre jours. Par ailleurs, lesparamètres les plus étudiés ont été la mortalité(zooplanctons et organismes benthiques), l’échecdu développement de l’œuf au stade larvaire(données sur la CE50) et la réduction de lacroissance (phytoplanctons, macrophytes).

Pour calculer la VESEO, un coefficientde 100 a été appliqué aux données sur la toxicitébasées sur les valeurs de la CL50 et de la CE50 ,conformément aux directives énoncées dans leguide (Environnement Canada, 1997a); uncoefficient de 10 a été utilisé pour les données detoxicité basées sur les valeurs de la CL25 et de laCE25.

3.3.3.2.3 Conclusions pour les évaluationsde niveaux 1 et 2

L’évaluation de niveau 1 a révélé des quotientsde risque supérieurs à un pour tous les taxonsexaminés. Une évaluation de niveau 2 a donc étéfaite pour tous ces taxons, en réduisant la VEE de10 000 à 1 000 mg de chlorure/L. Le tableau 14présente les résultats de l’évaluation de niveau 2(si l’on tient compte des différences prévues dansles scénarios d’exposition, entre le niveau 1 et leniveau 2, tous les quotients de niveau 1 sont 10fois supérieurs à ceux du niveau 2). Même enréduisant par un facteur de 10 les coefficientsutilisés pour l’évaluation de niveau 2, la plupartdes quotients demeurent supérieurs à un. On adonc effectué des évaluations de niveau 3 pourtous les groupes d’organismes examinés dans lesévaluations de niveau 1 et de niveau 2.

3.3.3.3 Évaluations de niveau 3 avec validationsur le terrain

L’évaluation de niveau 3 consiste à examiner ladistribution des expositions ou des effets (ou lesdeux) dans l’environnement (EnvironnementCanada, 1997a). C’est là une tâche considérable,étant donné la grande diversité des voies parlesquelles les sels de voirie peuvent s’introduiredans l’environnement canadien, que l’on penseau lixiviat s’écoulant des entrepôts de sels, auruissellement (et éclaboussures) provenant desroutes et des autoroutes et au transport de cessubstances par l’intermédiaire des ruisseauxs’écoulant dans des écosystèmes aquatiques plusvastes, comme les terres humides, les rivières,les étangs et les lacs. Cette tâche est égalementcomplexe, car les plans d’eau varientconsidérablement quant à leur taille, à leuremplacement par rapport à une source potentiellede sels de voirie, à leur débit, etc.

Bien que des données sur lesconcentrations de chlorure soient recueillies dansle cadre des programmes réguliers de surveillancede la qualité de l’eau, la plupart de ces donnéesn’ont pas fait l’objet d’une analyse rigoureusequant à leur distribution spatiale et temporelleet aux facteurs de causalité. Donc, malgré lavaste recherche documentaire faite par Evanset Frick (2001), un nombre relativement faibled’études de cas ont été relevées, notammentsur l’environnement canadien. La situationpourrait toutefois commencer à changer, car leschercheurs et les organismes s’efforcent de mieuxcomprendre les effets des sels de voirie sur lesconcentrations de chlorure dans l’environnement.

L’évaluation de niveau 3 s’appuie sur desscénarios qui décrivent des situations diverses oùles sels de voirie ont eu, ou pourraient avoir eu,des effets sur l’environnement aquatique auCanada. Cette démarche s’appuie sur les profilsd’épandage des sels de voirie partout au Canada,les concentrations connues de chlorure dansl’environnement aquatique, les données detoxicité citées précédemment et les incidencesenvironnementales rapportées ou les études decas. Un grand nombre d’études de cas sont tirées


d’ouvrages publiés aux États-Unis, où davantaged’études ont été réalisées; ces études sontnéanmoins représentatives de l’usage au Canada.

3.3.3.3.1 Étude de cas no 1 : Effets duruissellement des sels de voirie surles ruisseaux, cours d’eau et petitesrivières de régions urbainesdensément peuplées

Sous l’effet de l’étalement urbain, les villesenglobent un réseau de plus en plus vaste deruisseaux, cours d’eau et rivières du paysagerural. À cela s’ajoute l’accroissement de la densitédes routes à deux voies et, dans les villes plusgrandes, la construction d’autoroutes à quatrevoies et plus, qui ont pour effet de modifiersensiblement le bassin versant. Contrairement aumilieu rural où une proportion appréciable duruissellement peut être retenue relativement prèsdes routes, la majeure partie du ruissellement,dans le paysage urbain largement recouvertd’asphalte, s’écoule de manière périodique dansles ruisseaux, cours d’eau et rivières. Le volumeabsolu de sels de voirie y est également plusélevé.

La région métropolitaine de Torontonous offre l’exemple le plus manifeste del’incidence d’un réseau routier de forte densitésur les nombreux ruisseaux, cours d’eau et, à lalongue, rivières qui traversent cette régionurbaine densément peuplée. À mesure qu’ilss’écoulent vers le sud en direction du lac Ontario,ces ruisseaux reçoivent de plus en plus deruissellements urbains. Or comme nous l’avonsmentionné précédemment, les concentrations dechlorure peuvent dépasser plusieurs centaines demilligrammes par litre durant la majeure partiede l’hiver, les concentrations maximales variantentre 1 000 et 4 000 mg/L. Les cours d’eau àfortes concentrations de chlorure incluent lesruisseaux Etobicoke, Mimico, Black et Highland.La rivière Don peut elle aussi présenter de fortesconcentrations de chlorure durant la majeurepartie de l’hiver.

Schroeder et Solomon (1998) ont effectuéune étude rigoureuse des concentrations dechlorure et de la toxicité dans trois stations situéessur la rivière Don. De novembre 1995 à avril1996, les concentrations de chlorure ont atteintenviron 950 mg/L à la première station, jusqu’à2 600 mg/L à la deuxième et 1 150 mg/L, à latroisième. Ces chercheurs ont également recueillides données sur la toxicité aiguë (CL50 et CE50 )pour treize taxons de poissons et septd’invertébrés; ces valeurs ont varié de 1 000 à30 000 mg/L. Ils ont ensuite appliqué lesdonnées cumulatives sur la toxicité aux donnéescumulatives sur la distribution du chlorure etestimé que 10 % des espèces seraient sensiblesaux effets de la toxicité aiguë du chlorure, aumoins 90 % du temps à deux des stations et aumoins 85 % du temps, à la troisième.

Plusieurs études sur le terrain viennentcorroborer l’hypothèse voulant que desconcentrations de chlorure variant entre 500 et1 000 mg/L peuvent avoir une incidence sur lesécosystèmes des cours d’eau et des ruisseaux.Les paragraphes qui suivent résument certainesde ces études.

Williams et al. (1997) ont décelé desvariations significatives dans la structure de lacommunauté des macroinvertébrés, liées à lafluctuation des concentrations de chlorure dans20 sources alimentées par des eaux souterrainesde la région métropolitaine de Toronto, dans lesud-est de l’Ontario. La teneur en chlorure de cessources variait de 8,1 à 1 149 mg/L. La présencede tipules et de cératopogonidés a été associéeaux sources à forte teneur en chlorure, tandis queles taxons comme Gammarus pseudolimnaeus(un amphipode) et les turbellariés (desplathelminthes) n’ont été observés que dans lessources à faible teneur en chlorure. Crowtheret Hynes (1977) font état d’un taux de mortalitéde 20 % dans une population d’essai deG. pseudolimnaeus exposée pendant une journéeà une concentration de 4 121 mg de chlorurede sodium/L (2 500 mg de chlorure/L). Lesconcentrations plus élevées de chlorure danscertaines sources proviennent d’eaux souterrainesapparemment contaminées par des sels de voirie.


Crowther et Hynes (1977) ont étudiéexpérimentalement les effets des concentrationsde chlorure sur le déplacement des invertébrésbenthiques dans le ruisseau Lutteral, un ruisseauà truites du sud de l’Ontario. Il s’agit d’un petitaffluent de la rivière Speed, qui est alimentépar une source. Ils ont également étudié lesconcentrations de chlorure dans le ruisseau Laurel(débit annuel de 19 × 106 m3), un affluent de larivière Grand qui traverse la région urbaine deWaterloo. Au moment de leur étude, la ville deWaterloo comptait 32 000 habitants. Les résultatsde l’étude menée par Crowther et Hynes (1977)pourraient donc, dans l’ensemble, s’appliquer auxruisseaux qui traversent les nombreuses petitesvilles des régions comme le sud de l’Ontario, lesud du Québec et les Maritimes, où l’on fait grandusage des sels de voirie. Les concentrations dechlorure dans le ruisseau Laurel ont varié d’unesaison à l’autre, la concentration maximale(1 770 mg/L) ayant été mesurée durant unepériode de deux semaines entre le 5 janvier et le6 février 1975.

En raison du taux élevé dans le ruisseauLaurel, une série d’expériences ont été réaliséesdans le ruisseau Lutteral pour évaluer les effetsde l’écoulement périodique d’eau chargée dechlorure de sodium, sur le déplacement desorganismes benthiques. Pour cette étude, unsegment de 15 m du ruisseau Lutteral a été divisélongitudinalement au moyen de feuilles d’acierondulé, et le déplacement des organismesbenthiques a été évalué des deux côtés de laséparation (zone témoin et zone d’analyse). Lesfaits saillants de cette étude sont présentés dansEvans et Frick (2001).

Crowther et Hynes (1977) concluent leurétude en notant que des effets sur le déplacementdes organismes benthiques peuvent commencer àapparaître dans les cours d’eau lorsque le taux dechlorure se rapproche de 1 000 mg/L. Durant leurétude, ces chercheurs ont constaté que la plupartdes effets devraient se produire durant l’hiver etau début du printemps. Ils ajoutent par ailleurs,que, comme les eaux souterraines continuentd’être contaminées par les sels de chlorure, il est

possible que les cours d’eau soient contaminés parl’afflux d’eaux souterraines riches en chloruredurant les périodes d’étiage estivales.

Dickman et Gochnauer (1978) ont étudiéles effets de l’exposition au chlorure de sodiumsur la densité des bactéries et des algues dans leruisseau Heyworth, près de Heyworth (Québec),entre le 24 juillet et le 1er octobre 1973. Duchlorure de sodium a été ajouté à un endroit lelong du ruisseau, pour maintenir la concentrationde chlorure à 1 000 mg/L (1 653 mg de chlorurede sodium/L). Cette concentration a été choisiepour simuler les effets des sels de voirieprovenant des égouts pluviaux sur la microfloredu plan d’eau récepteur. Cette concentrationpermet également de simuler les effets deconcentrations élevées de chlorure dans dessources contaminées par des eaux souterraines.La concentration de chlorure de sodium au sitetémoin a varié de 2 à 3 mg/L. Le cours d’eauchoisi pour l’étude est un ruisseau peu profond,densément ombragé et à débit rapide. Dessubstrats artificiels (tuiles) ont été placés dansle ruisseau, au site expérimental et à un sitetémoin en amont, et récupérés à intervallesd’une semaine. Le site traité a présenté unemoins grande diversité d’algues et moins decultures sur pied de périphytons ou d’alguesphotosynthétiques – un phénomène que l’on aattribué au stress osmotique. Au jour 28, on aobservé la formation d’une auxospore (stade derepos) chez la diatomée Cocconeis placentula ausite traité mais non au site témoin – l’auxosporeest souvent déclenchée par une agressionécologique. La densité des bactéries a égalementété plus élevée au site traité, un phénomèneattribué à la réduction du broutage sur lapopulation bactérienne, avec la diminution dunombre d’organismes brouteurs comme lesflagellés, les ciliés et les rhizopodes. Enfin,l’incidence du parasitisme des diatomées a étéplus faible dans le site traité qu’au site témoin,peut-être parce que le chlorure de sodium inhibela croissance des champignons, comme l’ontindiqué d’autres chercheurs (Kszos et al., 1990;Rantamaki et al., 1992).


D’autres études ont porté sur les effets dela salinité sur la structure des communautésbenthique et algale. Même si l’usage de sels devoirie n’était pas en cause dans ces études, celles-ci viennent néanmoins corroborer l’hypothèsevoulant que la composition taxinomique des coursd’eau est sensible à la salinité, cette compositionvariant à mesure que la salinité se rapproche de1 000 mg de chlorure/L.

Leland et Fend (1998) ont étudié ladistribution des organismes benthiques dans lavallée de la rivière San Joaquin, en Californie, oùles concentrations de matières totales dissoutesont varié de 55 à 1 700 mg/L. Il y ont observé desassemblages différents selon que la salinité étaitfaible ou élevée. Par ailleurs, la distribution denombreux taxons indique des valeurs optimales desalinité, les éphéméroptères (larves d’éphémères),par exemple, étant rares à une salinité supérieure à1 000 mg/L (600 mg de chlorure/L). Bien que ceseffets aient pu être causés par d’autres facteurs,les auteurs notent que les profils observésn’étaient pas liés à la distribution des pesticides,ni au débit d’eau ou au régime d’irrigation.

Short et al. (1991) ont étudié lesinvertébrés benthiques dans un cours d’eau duKentucky exposé à l’écoulement de chlorureprovenant d’un champ de pétrole situé àproximité. Les éphéméroptères ont été le groupele moins tolérant aux taux élevés de chlorurede sodium, ces organismes étant absents desrégions d’une salinité supérieure à 2 000 mg dechlorure/L. Les poissons ont semblé mieux tolérerces salinités élevées.

Enfin, Blinn et al. (1981) ont analysé ladynamique saisonnière des phytoplanctons à troisendroits le long du ruisseau Chevelon, en Arizona.Au premier endroit, la concentration de chlorureétait de 88 mg/L au débit de base et elle a atteintde 900 à 1 100 mg/L au troisième endroit, situéà 10,8 km en aval du premier site et à 3,5 km enaval du deuxième (la concentration de chlorureau deuxième site n’est pas précisée). La forteconcentration de chlorure au site 3 a été attribuéeaux nombreuses infiltrations et sources provenantde la paroi du canyon. Des différences notables

ont été observées entre les trois sites quant à lacomposition des phytoplanctons, les espècesprésentes variant selon la fluctuation de lasalinité.

Dans l’ensemble, ces études portentà croire que l’exposition continue à desconcentrations de chlorure aussi faibles que1 000 mg/L (1 653 mg de chlorure de sodium/L),pendant des périodes d’aussi peu qu’unesemaine, peut provoquer des changements dansles communautés périphytoniques et benthiquesd’un cours d’eau. De plus, si ces expositionspersistent, la composition des communautésdemeure différente de ce qu’elle est aux sites desalinité plus faible, situés en amont et en aval.Plusieurs cours d’eau et étangs, adjacents à desroutes et fortement contaminés par le chlorure,ont été décelés dans la région métropolitaine deToronto et les municipalités avoisinantes et ilfaut s’attendre à ce que le nombre de cours d’eauet de ruisseaux ainsi contaminés augmente avecla croissance démographique dans le sud del’Ontario. On peut aussi observer des cours d’eaucontaminés par le chlorure dans d’autres régionssimilaires où la densité du réseau routier estélevée et l’épandage de sels est abondant, auQuébec et ailleurs. L’exposition continue (à longterme) au chlorure risque principalement de seproduire dans les zones là où il y a infiltrationprovenant d’entrepôts de sels de voirie ou desources contaminées par des eaux souterraines.Les données semblent indiquer que l’écoulementpériodique d’eau chargée de chlorure de sodium,au moment de la fonte printanière, aura des effetsmarqués sur les communautés vivant dans lescours d’eau, tout comme le rejet continu de fortesconcentrations de chlorure de sodium à partirdes berges, durant l’été et l’automne. Dans bonnombre de ruisseaux, les périphytons forment labase du réseau trophique et servent d’alimentationaux invertébrés, eux-mêmes source d’alimentationdes poissons. La réduction de la biomassefongique, provoquée par l’accroissement de laconcentration de chlorure de sodium, pourraitavoir une incidence sur les communautésd’invertébrés, de poissons proie et, en fin decompte, de poissons prédateurs.


3.3.3.3.2 Étude de cas no 2 : Effets duruissellement des sels de voirie surles ruisseaux, cours d’eau et rivièresde régions moins densément peuplées

Des concentrations de chlorure sensiblementmoins élevées ont été observées dans desruisseaux de régions moins densément peuplées,traversées d’un réseau routier de moindre densité.Ces concentrations peu élevées, qui ne sontparfois que de 10 à 100 mg/L supérieures auxconcentrations de fond, peuvent être attribuablesà bon nombre d’activités humaines. Dans lebassin de la rivière Waterford (Terre-Neuve), parexemple, la concentration de chlorure a atteint enmoyenne 70 mg/L à la station Donovans (situéedans un parc industriel), alors qu’elle n’étaitque de 17 mg/L dans une région sans activitéindustrielle connue (Arsenault et al., 1985).Les concentrations élevées mesurées à la stationDonovans ont été attribuées non seulementà l’activité industrielle, mais également àl’épandage de sels et à la contamination provenantde deux entrepôts de sels. Malheureusement,aucune étude n’a cherché précisément à étudierles concentrations de chlorure immédiatementaprès l’épandage de sels et la fonte des neiges.

De même, plusieurs études réalisées auxÉtats-Unis font état de faibles concentrations dechlorure. Une étude montre comment des coursd’eau, dans l’ensemble peu perturbés, peuventêtre exposés à des écoulements périodiquescontenant des concentrations relativement élevéesde chlorure. Boucher (1982) a étudié les effetsdu ruissellement des sels de voirie sur le ruisseauPenjajawoc, dans le Maine. Entre 1979 et 1982,les concentrations de chlorure en amont d’unezone commerciale ont varié en moyenne de 5à 15 mg/L; à l’intérieur de cette zone, lesconcentrations ont été en moyenne de 10 à50 mg/L, mais elles ont atteint 621 mg/L durantun épisode de ruissellement. D’autres études ontétabli un lien entre l’épandage de sels de voirie etl’accroissement des concentrations de chlorure,lesquelles ont fluctué entre 10 et 150 mg/L dansde petits cours d’eau urbains et ruraux (Cherkaueret Ostenso, 1976; Gosz, 1977; Hoffman et al.,

1981; Smith et Kaster, 1983; Prowse, 1987;August et Graupensperger, 1989; Demers et Sage,1990; Mattson et Godfrey, 1994; Herlighy et al.,1998). Bien qu’il soit possible que d’autresfacteurs aient également contribué à la haussedes concentrations moyennes de chlorure dansces cours d’eau, les études ayant pour butd’évaluer les effets de la fonte des neiges surles concentrations de chlorure ont nettementdémontré une hausse périodique (Prowse, 1987).Prowse (1987) et Mattson et Godfrey (1994) onten outre établi un lien entre, d’une part, laconcentration de chlorure dans les cours d’eau et,d’autre part, la densité et la longueur du réseauroutier dont les eaux de ruissellement s’écoulentdirectement dans ces cours d’eau (p. ex., lorsquela route longe un plan d’eau).

On ne connaît toutefois pas avec certitudel’impact de hausses relativement faibles de laconcentration de chlorure sur les communautésvivant dans les cours d’eau et les ruisseaux, ni dehausses plus élevées sur une courte période (dequelques heures à quelques jours).

Demers (1992) a étudié les effets destaux élevés de chlorure sur les macro-invertébrésaquatiques, dans quatre cours d’eau situés prèsde la ville de Newcomb dans la région desAdirondacks, dans le nord de l’État de New York.Ces quatre cours d’eau longent un tronçon dedeux kilomètres d’une autoroute nationale.Selon des mesures effectuées chaque semaine,la concentration moyenne de chlorure a variéde 0,61 mg/L en amont à 5,23 mg/L, en aval.Des substrats artificiels ont été placés dans dessections à débit rapide des ruisseaux, en amontet en aval de l’autoroute. Les dispositifsd’échantillonnage ont été placés à une distancede 50 à 100 m de la route et laissés en place du22 avril au 3 juin 1988, auquel moment ils ontété récupérés pour caractériser les invertébréscolonisateurs de ces eaux. On a alors constaté quela diversité benthique était plus faible en avalqu’en amont. On a en outre observé uneaugmentation des moucherons en aval, mais unediminution des perlodidés (une famille de perles)et des Ephemerillidae (une famille d’éphémères


communes) en aval. De même, une augmentationdes moucherons et une diminution de ladominance des éphémères communes et desperles ont été observées dans la rivière Humber(Ontario), entre le mois de novembre alorsqu’aucun sel n’avait encore été épandu et lemois de mars suivant, après l’épandage de selsde voirie (Kersey et Mackay, 1981).

D’autres études font état de variationsdans les communautés benthiques, en amont eten aval d’autoroutes, fluctuations qui ont toutefoisété attribuées à des différences plus marquéesdans le régime d’écoulement, la charge desédiments en suspension, l’habitat ou lescontaminants inorganiques et organiques présents(Molles et Gosz, 1980; Kersey et Mackay, 1981;Smith et Kaster, 1983; Maltby et al., 1995). Enl’absence d’études sur le terrain rigoureuses, ildemeure impossible de déterminer avec certitudeles effets de faibles hausses des concentrationsde chlorure sur les écosystèmes des cours d’eau,des ruisseaux et des rivières. Cependant, uneaugmentation de la concentration moyenne dechlorure, d’environ 3 mg/L (moyenne mondialepour les rivières) à 30 à 300 mg/L, pourrait avoirune incidence sur la succession des espèces dontles valeurs optimales de salinité diffèrent. De fait,des études paléolimnologiques récentes révèlentque la salinité optimale varie selon l’espèced’algues et permettent de déduire les fluctuationsde la salinité des lacs à partir des changements àlong terme dans les communautés d’algues (Dixitet al., 1999).

Certains chercheurs commencent às’intéresser au rôle de la chimie de l’eau dans ladétermination de la structure des communautésdes rivières. Rott et al. (1998), par exemple, ontétudié les assemblages de périphytons dans larivière Grand, en Ontario, où la concentrationde chlorure variait de 7,7 à 85,0 mg/L et laconductivité, de 180 à 540 µS/cm. Selon uneanalyse de corrélation canonique, la variabilitédans la composition des espèces ayant peupléla rivière durant la période à l’étude pourraits’expliquer en majeure partie par un gradientsaisonnier lié à la température, ainsi que par les

gradients latitudinaux dans les taux de nitrite etnitrate, la conductivité et la concentration dechlorure. La concentration de phosphore etd’ammoniac, le pH, la turbidité et le tauxd’oxygène ont eu une importance moindre.

Chetelat et al. (1999) ont étudié labiomasse des périphytons et la composition descommunautés de 13 rivières du sud de l’Ontario,dans lesquelles la concentration en élémentsnutritifs et la conductivité différaient. Ils notentune forte corrélation entre la biomasse et lephosphore total (r2 = 0,56) et une corrélationencore plus grande avec la conductivité(r2 = 0,71). Ces auteurs attribuent la prédominancedes cladophores, aux endroits de forteconductivité, aux concentrations plus élevées decalcium. Par ailleurs, des différences notables ontété observées au niveau de la composition desespèces, entre les endroits de faible conductivitéet de conductivité élevée, laquelle a varié de 65 à190 µS/cm.

On ne sait pas avec certitude si lesphénomènes observés dans les communautésde périphytons sont en réaction directe auchlorure ou si le chlorure est un indicateurd’autres perturbations dans le bassin versant.Cependant, à la lumière d’études plus récentes surla composition des communautés d’algues dansles lacs (p. ex., Dixit et al., 1999), il est probablequ’une partie au moins des réactions observéesrésultent directement des faibles différences dansles concentrations de sels.

3.3.3.3.3 Étude de cas no 3 : Effets duruissellement des sels de voirie surles étangs et les lacs en milieuxurbains

Les étangs et les lacs diffèrent des ruisseaux,des cours d’eau et des rivières, sous troisaspects principaux. Premièrement, la vitessed’écoulement de l’eau dans les étangs et les lacsne présente pas les fortes fluctuations saisonnièresqui sont caractéristiques des cours d’eau, desruisseaux et des rivières. Deuxièmement, l’eauséjourne plus longtemps dans les étang et les lacs,


le temps de séjour variant de quelques semainesà des années. Enfin, l’eau qui alimente les étangset les lacs provient d’une variété de sources, desorte que la capacité de dilution des contaminantspeut y être plus grande que dans les ruisseauxet cours d’eau situés à proximité de sources decontamination similaires. Donc, la concentrationde chlorure a tendance à être sensiblement moinsélevée dans les étangs contaminés par des selsde voirie, même si la durée d’exposition y esten général beaucoup plus longue. Le degré decontamination dépend également du niveau dedilution possible, les plans d’eau plus vastes ayanten général une plus grande capacité de dilution.

L’effet des sels de voirie sur laconcentration de chlorure dans les étangs et leslacs urbains varie considérablement. En général,toutefois, les impacts sur l’environnement auCanada ont été modestes, l’accroissement de laconcentration de chlorure étant de l’ordre dedizaines à des centaines de milligrammes parlitre et non de milliers de milligrammes par litre,comme on l’a constaté dans des ruisseaux de larégion métropolitaine de Toronto.

À Terre-Neuve, Arsenault et al. (1985)ont étudié les concentrations de chlorure danscinq étangs du bassin de la rivière Waterford etobservé des concentrations moyennes variant de6 à 24 mg de chlorure/L, les valeurs plus élevéesétant associées au ruissellement routier et peut-être aussi au ruissellement s’écoulant d’unentrepôt de sels.

À Halifax, des hausses saisonnièresdes concentrations de chlorure ont été observéesdans les premier et deuxième lacs Chain,ces augmentations étant apparemment liéesà l’épandage de sels. À cet endroit, lesconcentrations de chlorure ont augmenté à partirdu début des années 1980 pour atteindre unsommet (120 à 170 mg/L) au milieu des années1980. Ces deux lacs, peu profonds (profondeurmoyenne de 4,1 et 3,2 m respectivement), sontsitués à l’intérieur d’un vaste bassin urbain.Plus récemment, Keizer et al. (1993) ont étudiéla qualité de l’eau de 51 lacs de la région

métropolitaine de Halifax-Dartmouth, encomparant les données recueillies en avril 1991à celles d’avril 1980. Le changement le plusmarqué se situe au niveau de la conductivitélaquelle a presque doublé, la hausse étant dueen majeure partie à un accroissement desconcentrations de sodium et de chlorure. De fait,alors que seulement trois lacs présentaient uneconcentration de chlorure supérieure à 100 mg/Len 1980, 12 avaient une concentration supérieureà 100 mg/L en 1991 et la concentration a atteint197 mg/L dans un de ces lacs.

Dans le sud-est de l’Ontario, il sembleque le lac Little Round soit devenu méromictique(ou encore plus méromictique) durant les années1950, par suite de l’introduction de sels de voirieprovenant des eaux de ruissellement de deuxautoroutes et des eaux d’infiltration d’un entrepôtde sels (Smol et al., 1983). Au début des années1970, la concentration de chlorure dans lemonimolimnion était de 104 mg/L; ces conditionsméromictiques ont entraîné une diminution del’échange saisonnier des éléments nutritifs entreles eaux profondes et les eaux de surface, ainsiqu’une réduction de la productivité du lac et desmodifications dans la structure des communautésd’algues.

En Ontario, une étude en cours fait étatd’une élévation de la concentration de chloruredans des étangs situés à proximité d’autoroutes.La concentration de chlorure dans les étangssitués à moins de 10 m d’autoroutes à deux voiesest en moyenne de 88 mg/L (5 à 150 mg/L), maisatteint 970 mg/L (84 à 2 630 mg/L) à proximitéd’autoroutes à quatre voies (Watson, 2000).Des concentrations de chlorure toujours élevéesont été observées à 50 m de l’autoroute, lesconcentrations s’établissant en moyenne à115 mg/L (35 à 368 mg/L) à proximitéd’autoroutes à deux voies et à 1 219 mg/L (50 à3 950 mg/L) pour les autoroutes à quatre voies.Free et Mulamoottil (1983) rapportent desconcentrations de chlorure atteignant 282 mg/Ldans le lac Wabekayne, un bassin de retenue deseaux pluviales situé à Mississauga.


Des données inédites du ministère desTransports de l’Ontario indiquent la concentrationmoyenne (mai à octobre 1995) de chlorure danshuit plans d’eau du bassin versant de la rivièreHumber (Scanton, 1999) : ces concentrationss’établissent en moyenne à 10,6 mg/L au lacSt. George, à 26,8 mg/L au lac Preston, à47,0 mg/L au lac Wilcox, à 60,8 mg/L au lacHeart, à 107,9 mg/L au réservoir Claireville,à 110,3 mg/L au barrage G. Ross Lord, à174,0 mg/L au lac Aquitanne et à 408,9 mg/Là l’étang Grenedier. La rivière Humber, commele ruisseau Highland, est un important bassinhydrographique urbain. Il se pourrait quel’épandage de sels de voirie ait une incidence surle bassin de la rivière Humber, comme on l’aconstaté pour le bassin du ruisseau Highland(Howard et Haynes, 1997).

Des études américaines font état dehausses plus marquées des concentrations dechlorure dans des étangs et des ruisseaux derégions urbaines. Cherkauer et Ostenso (1976),par exemple, notent que les lacs Northridge àMilwaukee (Wisconsin) ont été perturbés par desconcentrations élevées de chlorure durant lespériodes de gel hivernal. Il s’agit de lacs artificielspeu profonds (9,2 m) qui sont reliés entre eux –les concentrations de chlorure y ont atteint2 500 mg/L. La baie Irondequoit, un petitenfoncement situé sur la rive sud du lac Ontario,offre un autre exemple probant. Cette baie, d’uneprofondeur modérée (profondeur maximale de23,8 m et profondeur moyenne de 6,8 m), estentourée d’un réseau routier de forte densité.Les concentrations de chlorure dans cette baie ontcommencé à augmenter durant les années 1940 etla hausse s’est poursuivie jusqu’au début desannées 1970. Les concentrations de chlorure dansles eaux profondes ont atteint plus de 400 mg/L,ce qui a freiné le mélange vertical de la colonned’eau (Bubeck et al., 1971). Des mesurescorrectrices ont été apportées et, au début desannées 1980, les concentrations maximales dechlorure à Ides Cove, à l’intérieur de la baie,avaient diminué entre 140 et 150 mg/L et lemélange vertical de l’eau s’était amélioré(Bubeck et al., 1995).

À Ann Arbor (Michigan), le lac Fonda aété fortement perturbé par le ruissellement routierentrant dans le lac par l’intermédiaire de deuxcanalisations d’évacuation. Au milieu des années1960, les concentrations de chlorure ont atteint177 mg/L et le mélange vertical des eaux a étéperturbé (Judd, 1969). C’est ainsi que la ville adécidé de réduire l’épandage de sels dans lasubdivision et de détourner le ruissellement. Lesconcentrations de chlorure ont toutefois continuéd’augmenter sous l’effet d’un apport accru dû auplus grand nombre de routes et elles ont atteint720 mg/L en eaux profondes (Judd et Stegall,1982). Cependant, comme les sels dans le lacprovenaient maintenant de sources diffuses, et nonplus des deux canalisations d’évacuation, les selsse sont mêlés plus efficacement dans le lac et lemélange vertical n’a pas été perturbé.

Comme nous l’avons mentionnéprécédemment, peu d’études biologiques sontvenues compléter ces études sur les étangs et leslacs en milieux urbains. Outre Smol et al. (1983),Free et Mulamoottil (1983) ont remarqué unediminution de la densité des invertébrésbenthiques lorsque les eaux de fond deviennentanoxiques. Si l’on se fie aux estimations de latoxicité chronique, on peut s’attendre à ce quele chlorure ait des effets directs sur des espècesparticulières, à des concentrations d’à peine200 mg/L. Par ailleurs, des études récentes surles phytoplanctons semblent indiquer que deseffets pourraient survenir à des doses encore plusfaibles, du moins chez les algues. C’est là l’objetde la prochaine section.

3.3.3.3.4 Étude de cas no 4 : Effets duruissellement routier sur les lacset étangs en milieux ruraux

Une augmentation de la concentration de chlorureimputable aux sels de voirie a aussi été observéedans des étangs et des lacs de régions rurales, lahausse étant ici aussi, comme en milieux urbains,liée à la taille de l’étang ou du lac et à laproximité du réseau routier.


Dans le parc national Terra-Nova, à Terre-Neuve, la concentration de chlorure dans l’étangPine Hill a presque septuplé au printemps, passantd’une moyenne de 14 mg/L en décembre 1969 à94 mg/L en avril (Kerekes, 1974); cette hausse aété associée à l’épandage de sels de voirie.

Underwood et al. (1986) ont étudié234 lacs de la Nouvelle-Écosse, dans lesquelsla concentration de fond de chlorure était de8,1 mg/L et la concentration maximale a atteint28,1 mg/L. Selon le ministère de l’Environnementde la Nouvelle-Écosse (Briggins et al., 1989), lesconcentrations de chlorure supérieures à 25 mg/Ldans les plans d’eau sont dues à l’apport dechlorure de sources anthropiques. Or dansles bassins versants traversés de nombreusesautoroutes, les sels de voirie constitueraient lasource probable de contamination.

Le ministère des Transports du Québec(1980, 1999) a étudié les effets des sels de voiriesur le lac à la Truite, situé près de l’autoroute15 et de Sainte-Agathe-des-Monts. Le bassinversant de ce lac, d’une superficie estimée de728 ha, est exposé à un tronçon de 7 km del’autoroute, d’une déclivité maximale de 5 %.Ce lac, d’une superficie de 48,6 ha et d’uneprofondeur moyenne de 21,5 m, a un volumeestimé de 486 000 m3. En 1972, la concentrationmoyenne de chlorure dans le lac était de 12 mg/L;cette concentration a augmenté tout au long desannées 1970 pour atteindre 150 mg/L en 1979, cequi correspond à l’ajout de quelque 67 068 kg desels dans le lac. La quantité de sels épandus surla route a donc été réduite et les concentrationsde chlorure ont diminué tout au long des années1980 pour atteindre 45 mg/L en 1990. Malgrécette baisse, les concentrations sont demeuréesélevées, s’établissant à 42 mg/L à 3 m et à49 mg/L, à 10 m.

Aux États-Unis, comme au Canada, desdonnées de plus en plus abondantes font état d’unaccroissement des taux de chlorure dans les lacs,ces hausses étant reliées, du moins en partie, àl’épandage des sels de voirie.

Plusieurs études réalisées aux États-Unisfournissent des données sur les effets probablesdes sels de voirie sur les lacs et les étangs enmilieux ruraux, qui peuvent s’appliquer àl’environnement canadien. Ainsi, Hanes et al.(1970) discutent des effets des sels de voirie surune variété d’écosystèmes aquatiques du Maine etnotent que les étangs agricoles situés à proximitéd’autoroutes présentent des concentrations desodium variant de 1,4 à 115 mg/L et desconcentrations de chlorure de <1 à 210 mg/L.De plus, les concentrations de sels ont été plusélevées en avril 1966 qu’en juillet 1965. En 1967,des concentrations de chlorure fluctuant entre 1,4et 221 mg/L ont été mesurées, ceci laissant croireà une augmentation des taux de chlorure.

Une augmentation de la concentration dechlorure, attribuable à une contamination par leseaux souterraines chargées de sels de voirie, aaussi été observée dans le lac Sparkling situédans le nord du district du lac Wisconsin (Bowser,1992); la morphométrie du lac Sparkling n’atoutefois pas été précisée. Au départ, des selsde voirie avaient été appliqués sur les routes enamont du lac, et il semble que les sels se soientd’abord infiltrés dans les eaux souterraines, avantd’entrer dans le lac. Dans les lacs et les eauxsouterraines non perturbés de la région, lesconcentrations de chlorure étaient de 0,3 à0,5 mg/L, comparativement à 2,61 mg/L en 1982et 3,68 mg/L en 1991, dans le lac Sparkling.Bowser (1982) a calculé qu’une charge dechlorure de 1 200 kg par année avait éténécessaire pour provoquer une telle élévation dela concentration de chlorure entre 1982 et 1991.

Eilers et Selle (1991) ont comparé lesdonnées sur la conductivité, l’alcalinité, lecalcium et le pH de 149 lacs du nord duWisconsin, qui avaient été recueillies entre 1925et 1931, aux données obtenues entre 1973 et1983; ils ont constaté que la valeur de tous lesparamètres avait augmenté entre ces deuxpériodes, les plus fortes hausses étant associées àl’exploitation plus intensive des sols le long dulittoral des lacs. Ainsi, la conductivité moyenneest passée de 31,5 µS/cm en 1925 à 44,3 µS/cm en


1983 dans les bassins versants aménagés, et de14,3 µS/cm en 1925 à 14,7 mS/cm en 1983 dansles bassins non exploités. Cette hausse de laconductivité semble être associée à un ensemblede facteurs, y compris à l’épandage de sels devoirie, à l’eutrophisation due aux cultures ainsiqu’à des changements hydrologiques. Les haussesles plus marquées ont par ailleurs été observéesdans les lacs situés à proximité d’autoroutes ou deroutes asphaltées.

Aucune de ces études n’a examinél’impact d’une faible augmentation de laconcentration de chlorure provenant des selsde voirie sur les lacs et les étangs. Cependant,comme l’accroissement de la concentration dechlorures (et autres sels) était habituellement jugépréoccupant (Beeton, 1969; Pringle et al., 1981),des mesures ont été prises pour protéger lesmilieux aquatiques contre l’élévation desconcentrations de sels.

Il est probable que de légères haussesdes concentrations de chlorure influeront surtoutsur la composition et la productivité des espèces.Des données nouvelles indiquent en effet que lesmicroorganismes comme les champignons, lesplanctons et les macroinvertébrés ont des valeursde salinité optimales. Il faut donc s’attendre à ceque des fluctuations de la salinité, qui modifientl’équilibre compétitif entre les espèces, entraînentdes modifications dans la composition des espècesformant la base du réseau trophique. Laproductivité pourrait également augmenter. Evanset Frick (2001) se sont penchés sur cette question,en examinant les données sur les effets de lasalinité et de la conductivité sur les écosystèmesdulcicoles en général.

L’introduction de sels de voirie dansles milieux aquatiques peut accroître laproductivité de diverses manières. Les sels devoirie contiennent en effet des éléments nutritifsà l’état de traces, notamment du phosphore (14 à26 mg/kg) et de l’azote (7 à 4 200 mg/kg); doncl’ajout de 100 mg de sels de chlorure/L pourraitentraîner une hausse de la concentration dephosphore de l’ordre de 1,4 à 2,6 µg/L et une

augmentation de la concentration d’azote de 0,7 à420 µg/L. Des métaux comme le cuivre et le zincsont également des éléments essentiels et l’ajoutde ces métaux dans les écosystèmes aquatiquespourrait accroître la productivité. Les écosystèmesà faible productivité seraient les plus sensiblesà une eutrophisation stimulée par les sels devoirie. Des études paléolimnologiques dans lesGrands Lacs font état d’un accroissement de laproductivité dans la Baie de Quinte dès la fin desannées 1600, cette hausse ayant été associée audéfrichage et à l’apport accru en éléments nutritifs(et métaux en traces) provenant du bassin versant(Schelske et al., 1983, 1985; Stoermer et al.,1985).

Des études limnologiques plus récentesont examiné la structure des communautés dansune grande variété de lacs, en fonction d’uncertain nombre de variables limnologiques,comme la conductivité, la concentration enéléments nutritifs et les ions principaux. Cesétudes ont été brièvement examinées aux fins dela présente évaluation, pour déterminer si ellescontenaient des données additionnelles sur lesréactions des organismes aquatiques à de faiblesgradients de salinité, outre les réactions prévuesaux fluctuations de la concentration de phosphore.Comme ces études ont été réalisées dansdes lacs d’eau douce, la conductivité a variéprincipalement en fonction des carbonates decalcium. Voici ce qui en ressort.

Dixit et al. (1999) ont évalué leschangements dans la qualité de l’eau dans le nord-est des États-Unis en se basant, comme indicateurde changement, sur les diatomées déposées dansles sédiments des lacs. Un lien a été établi entrela composition des diatomées dans les sédimentsde surface et les paramètres actuels de qualitéde l’eau, notamment le pH, la concentration dechlorure et la concentration de phosphore total.Les valeurs optimales du phosphore total et duchlorure ont été déterminées pour 235 espècescommunes (tableau 15). Des modèlesmathématiques ont ensuite été conçus pourprévoir le pH, la concentration de chlorure ou laconcentration de phosphore total dans les lacs à


l’étude, d’après l’assemblage de diatomées (etnon de taxons individuels) dans les sédiments desurface. Puis des carottes ont été prélevées pourexaminer l’assemblage de diatomées dans lessédiments à une profondeur de 30 cm etdéterminer si la qualité de l’eau avait changédepuis la période ayant précédé les années 1850.Une détérioration appréciable de la qualité del’eau a été observée dans des centaines de lacs,où les concentrations de phosphore et de chloruresont nettement plus élevées aujourd’hui qu’ellesne l’étaient avant l’ère industrielle. On a aussinoté une hausse sensible du nombre de lacseutrophes dans la région des terres basses etdes plateaux côtiers; cet accroissement del’état trophique des lacs a été associé à uneaugmentation, non seulement des concentrationsde phosphore, mais aussi des concentrationsd’ions chlorure. Dans ces lacs, une fortecorrélation a été observée entre les concentrationsde sodium et de chlorure, ce qui laisse croire àun lien entre l’accroissement de la concentrationde chlorure et l’épandage de sels de voirie.Cependant, il a également été reconnu quel’agriculture, la sylviculture et l’urbanisationpeuvent accroître la concentration de chlorure.

D’autres recherches, basées sur des étudespaléolimnologiques plus détaillées, permettrontd’éclaircir ces questions. On peut toutefois déjàaffirmer que les diatomées ont des concentrationsoptimales de chlorure et que tout écart parrapport à ces concentrations s’accompagne dechangements dans la composition des espèces.Pareil phénomène doit aussi se produire pourd’autres organismes, comme d’autres groupesd’algues, des végétaux, des invertébrés benthiqueset des zooplanctons.

Bien que peu nombreuses, les étudesportent fortement à croire qu’une faibleaugmentation de la concentration de chlorureentraînera des modifications dans la compositiondes communautés de phytoplanctons des étangset des lacs. Il est en outre très probable que lesstocks actuels de végétaux et d’animaux seronttouchés. Enfin, la productivité augmenteraprobablement sous l’effet d’un apport accru dephosphore, d’azote et d’éléments traces.


TABLEAU 15 Valeurs optimales du pH, du phosphore total et du chlorure pour certaines espèces dediatomées dans le nord-est des États-Unis (d’après Dixit et al., 1999)

Espèce pH Phosphore total (µg/L) Chlorure (mg/L)Achnanthes altaica 6,8 7 0,7Achnanthes clevei 8,1 7 8,7Amphora ovalis 8,0 22 4,2Amphora perpusilla 8,3 25 21,0Cyclotella meneghiniana 8,3 66 39,5Cymbella cesatii 7,8 10 0,7Fragilaria crotonensis 8,0 14 6,9Navicula bremensis 6,2 7 0,5Nitzschia linearais 7,4 8 0,8Stephanodiscus niagrae 8,1 16 10,5Synedra ulna 7,9 15 4,5Tabellaria fenestrata 7,5 13 1,8Tabellaria quadriseptata 5,5 11 1,1

3.3.3.3.5 Étude de cas no 5 : Lieuxd’entreposage de sels et écosystèmesaquatiques

On ignore le nombre exact d’entrepôts de selsde voirie au Canada. Morin et Perchanok (2000)ont estimé qu’il y avait plus de 1 300 entrepôtsprovinciaux, auxquels s’ajoutent un nombreinconnu d’entrepôts municipaux et privés.Snodgrass et Morin (2000) notent quant àeux que la conception de ces entrepôts varieconsidérablement, d’une région à l’autre du pays.Ainsi, certains sont bien conçus et le lessivage desels durant l’hiver y est minime. D’autres, parcontre, sont de piètre conception et les pertes desels par lessivage peuvent atteindre 22 % et mêmedavantage; les concentrations de sels dans celixiviat peuvent dépasser 80 000 mg/L (voirla section 2.4). Selon des études réalisées enOntario par le ministère provincial des Transports(MTO, 1997), la concentration de sels a dépassé500 mg/L dans l’eau de puits de 26 % desentrepôts de sels. Une autre étude a révélé que69 % des échantillons d’eaux souterraines peuprofondes avaient des concentrations de chloruresupérieures à 250 mg/L. Même si le lixiviatfinit par être dilué dans le plan d’eau récepteur,les milieux aquatiques qui se trouvent dansla trajectoire de dilution peuvent subir desdommages considérables, un phénomèneparticulièrement préoccupant pour les terreshumides et les petits cours d’eau, comme l’ontconstaté Dickman et Gochnauer (1978). De plus,même après avoir été diluées, les concentrationsde chlorure peuvent demeurer suffisammentélevées pour créer des conditions méromictiquesdans les petits lacs ou accroître sensiblement leursalinité (ou les deux).

Les entrepôts de sels mal conçus oumal entretenus constituent manifestement unemenace pour l’environnement canadien. Unebrève exposition (de quelques heures à quelquesjours) au lixiviat non dilué se situe en effetdans l’intervalle de toxicité pour une variétéd’organismes aquatiques. Et, dans les plansd’eau où l’eau salée s’accumule durant de longuespériodes, comme les tourbières, les espècesvégétales sensibles peuvent être détruites et

remplacées par des espèces qui tolèrent mieuxle sel (Wilcox, 1982). Dans un lac, l’écoulementd’eau salée peut perturber la circulation normalede la colonne d’eau et causer une plus grandestratification du lac. Des hausses relativementfaibles de la salinité, même à des niveaux de200 à 300 mg de chlorure/L, se situent dansl’intervalle de toxicité chronique d’un certainnombre d’organismes aquatiques.

Certaines études expliquent lesconcentrations de chlorure observées dansl’environnement canadien par la présenced’entrepôts de sels de voirie. Ainsi, Arsenaultet al. (1985) ont établi un lien entre une faibleaugmentation de la concentration de chlorure àla station Donovans, sur la rivière Waterford(Terre-Neuve), et la proximité d’un entrepôt desels et peut-être aussi l’épandage de sels de voirie.Arp (2001) (section 3.4.1.2) fait lui aussi état deconcentrations élevées de sodium et de chloruredans l’eau de ruisseaux et de fossés situés enaval d’un entrepôt de sels, les concentrationsde chlorure les plus élevées ayant été observéesdurant l’été. Dans le sud-est de l’Ontario, Smol etal. (1983) ont procédé à une étudepaléolimnologique du lac Little Round et notéque ce lac avait été oligotrophe avant l’arrivéedes Européens, au milieu des années 1800.Cependant, avec l’intensification de l’exploitationforestière dans le bassin, le lac est devenueutrophe, sans doute en raison de l’apport accrud’éléments nutritifs et de minéraux associé à laperturbation du sol. Une ligne de chemin de feret deux autoroutes ont par la suite été construitesà proximité du lac. Le lac est redevenuoligotrophe vers la fin des années 1960, sousl’effet, semble-t-il, des conditions méromictiques.Au début des années 1970, la concentration dechlorure en eau profonde a atteint 104 mg/L,dépassant alors largement le niveau de fond.Ces conditions méromictiques ont empêché leséléments nutritifs régénérés dans la coucheprofonde du lac de se mêler aux eaux de surface.Les concentrations élevées de chlorure (et lesconditions méromictiques) ont été associéesaux eaux de ruissellement routier et aux eauxd’infiltration provenant d’un entrepôt de sels.Malheureusement, très peu d’études ont été


réalisées à proximité d’entrepôts de sels auCanada, même s’il en existe plus d’un millier auCanada et que, de toute évidence, bon nombre deces installations contribuent à la contaminationpar le chlorure des eaux souterraines et de l’eaude puits.

Un plus grand nombre d’étudeslimnologiques ont été réalisées à proximitéd’entrepôts de sels aux États-Unis. Ces étudesont révélé divers impacts laissant croire que lagestion de ces installations constitue une sourcede préoccupation environnementale. Les résultatsde ces études ont de vastes applications pourl’environnement canadien, en particulier dansle cas des entrepôts de sels mal entretenus(selon qu’ils sont couverts et munis d’une plaqued’asphalte) et où la gestion des eaux de lavage nese fait pas selon les meilleures pratiques.

Wilcox (1982) a étudié les effets dela contamination par le chlorure de sodium,imputable à la présence d’un dépôt de sels devoirie dans le marais Pinhook, en Indiana. En1963, un dépôt non couvert de chlorure de sodiumavait été aménagé à proximité du marais. Leseaux de ruissellement chargées de sels s’écoulantde l’entrepôt ont provoqué des changementsen profondeur dans la végétation du marais à

l’intérieur d’une zone de 2 ha, similaires àceux produits par le ruissellement routier.L’amoncellement de sels a été recouvert en 1972et les sels de voirie ont cessé d’être entreposésà cet endroit, après l’hiver 1980-1981. Lesimpacts ont été étudiés entre 1979 et 1983. Desconcentrations de sodium atteignant 468 mg/Let des concentrations de chlorure de 1 215 mg/Lont été mesurées dans l’eau interstitielle du lit dumarais, là où l’incidence des sels de voirie a étéla plus forte (Wilcox, 1982,). Ces mesures ontété prises en 1979; il est donc possible que lesconcentrations aient été plus élevées durantles années précédentes. En 1980 et 1981, lesconcentrations de chlorure aux sites témoins ontvarié de 5 à 6 mg/L. La concentration quotidiennemaximale de chlorure qui a été mesurée auxendroits exposés aux sels a été de 1 468 mg/L en1979, de 982 mg/L en 1980, de 570 mg/L en 1981et de 610 mg/L en 1983. Ces données indiquentque la fermeture de cet entrepôt a entraîné unediminution des charges et des concentrationsdans le marais; cependant, une grande partie duchlorure a par la suite été retenue dans cette terrehumide.

Les espèces indigènes, comme Sphagnumspp. et Larix laricina, étaient absentes dessections perturbées du marais, lequel a par contre


TABLEAU 16 Tolérance de certaines espèces végétales au chlorure de sodium dans une section du litdu marais Pinhook (Indiana), qui avait été perturbée par les sels (d’après Wilcox, 1982)

Nom scientifique Nom vernaculaire Tolérance (mg/L)

NaCl Na ClBidens connata Bident à feuilles connées 1 030 405 625Pyrus floribunda Aronie à feuille de prunier 1 070 420 649Hypericum virginicum Millepertuis de Virginie 1 070 420 649Sphagnum Mousse des marais 770 303 467Solidago graminifolia Verge d’or graminifoliée 760 299 461Vaccinium corymbosum Myrtille géante américaine 580 228 352Vaccinium atrococcum Myrtille géante américaine noire 400 157 243Drosera intermedia Rossolis intermédiaire 360 142 218Nemopanthus mucronata Némopanthe mucroné 280 110 170Larix laricina Mélèze laricin 280 110 170

été envahi par des espèces halophiles commeTypha angustifolia. La tolérance à la salinité dediverses espèces végétales (Wilcox, 1982) a étédéterminée et il a été démontré que les taxonsétaient sensibles à des concentrations de chlorurede sodium dans l’eau du marais aussi faibles que280 mg/L (170 mg de chlorure/L) (tableau 16).Les concentrations de sels ayant diminué dequelque 50 % entre 1980 et 1983, un grandnombre de plantes endémiques du marais, ycompris Sphagnum, l’ont colonisé de nouveau(Wilcox, 1982). Sphagnum a recommencé àpousser sur de petits monticules, dans les sectionsoù les concentrations de chlorure dans l’eauinterstitielle avaient diminué à environ 300 mg/L.

Tuchman et al. (1984) ont utilisé descarottes prélevées des sédiments de lac pourétudier les effets historiques de la salinisationsur les diatomées du lac Fonda, au Michigan.Un entrepôt de sels était situé à proximité du lacFonda depuis 1953; une plaque d’asphalte y a étéajoutée au début des années 1970 pour réduire lespertes de sels. La diversité des espèces d’algues acommencé à diminuer en 1960 et la diversité desdiatomées a atteint son minimum en 1968, alorsque l’abondance relative des taxons qui tolèrentle sel (ou halophiles) a atteint son maximum.Au cours des années qui ont suivi, la diversité alégèrement augmenté et l’abondance relative decertains taxons halophiles a diminué, ce qui laissecroire qu’il y a eu diminution de la charge de selsdans le lac. Malheureusement, la salinité du lacn’a pas été déterminée dans le cadre de cetteétude. Zeeb et Smol (1991) ont élargi l’étude dulac Fonda aux chrysophytes recouverts d’écailles.Mallamonas caudata, un taxon insensible auchlorure, a dominé à toutes les profondeurs dela carotte. Mallamonas elongata, un taxon trèsrépandu et présent surtout dans les eauxeutrophes et alcalines, de même que Mallamonaspseudocoronata, un taxon qui ne tolère pas lechlorure, ont dépéri durant la période où lesconcentrations de chlorure ont semblé être lesplus fortes. À l’inverse, Mallamonas tonsurrata,présent surtout dans les lacs eutrophes, estdevenu plus abondant durant cette période. Leschangements importants dans les assemblages de

diatomées et de chrysophytes ont été associés àdes fluctuations relativement faibles de la salinité(c.-à-d. d’environ 12 à 235 mg de chlorure/L oude 20 à 387 mg de chlorure de sodium/L).

Dans l’ensemble, ces études montrent queles entrepôts de sels mal conçus ou mal exploitéspeuvent avoir un certain nombre d’effets nocifssur les milieux aquatiques, un aspect d’autant pluspréoccupant qu’aucun programme de surveillancebiologique n’a été mis en place à proximité de cesentrepôts pour assurer la protection des milieuxaquatiques et terrestres locaux.

3.3.3.3.6 Cas no 6 : Lieux d’éliminationde la neige

Des concentrations de chlorure variant entre2 000 et 10 000 mg/L ont été mesurées dans laneige provenant de routes sur lesquelles il y avaiteu épandage de sels. Or pareilles concentrationspeuvent présenter une toxicité aiguë pourune variété d’organismes qui y sont exposéspendant une journée ou moins. La majoritédes municipalités ont aujourd’hui recours à des décharges de surface comme lieuxd’élimination de la neige (Delisle et Dériger,2000). Cependant, l’emplacement de cesdécharges varie considérablement, tout commela réglementation environnementale qui régit cesinstallations. De plus, on ignore le nombre dedécharges qui existent.

La neige déposée sur des terres bassespeut entraîner une hausse de la concentration dechlorure dans les sols sous-jacents et les terreshumides, au moment de la fonte des neiges.De même, la neige éliminée sur des terrains enhauteur finit par fondre et l’eau qui s’écouletransporte des sels dans les eaux souterraines etles écosystèmes aquatiques comme les coursd’eau, les terres humides et les étangs.

Peu d’études ont été réalisées àproximité de lieux d’élimination de la neige. Desconcentrations élevées de chlorure (entre 233 et994 mg/L) ont toutefois été observées dans despuits de surveillance aménagés pour évaluer


l’impact de l’élimination de la neige sur les eauxsouterraines peu profondes (Morin, 2000). Ceseaux souterraines chargées de sels peuvent à leurtour contaminer les sources qu’elles alimentent,comme l’ont constaté Williams et al. (1999).

En Colombie-Britannique, Warrington etPhelan (1998) ont remarqué que la compositionionique de deux lacs était passée d’un milieudominé par les carbonates à un milieu dominé parle chlorure, à la suite du déversement de neigeusée chargée de sels dans les lacs. Les eaux deruissellement routier chargées de sels pourraientégalement avoir contribué à ce phénomène. Leseffets biologiques n’ont pas été étudiés, maiscertains pourraient être déduits des récentesétudes paléolimnologiques examinant l’impact del’accroissement des concentrations de chlorure surles communautés de phytoplanctons.

On n’a relevé aucune autre étude surles effets nocifs de l’élimination de la neigeen surface sur les écosystèmes aquatiques.Cependant, étant donné les milliers de déchargesde neige qui existent probablement au Canadaet compte tenu de la concentration élevée dechlorure dans les eaux de fonte, les risquespotentiels pour les milieux aquatiques canadiensque présentent les décharges mal situées sontpréoccupants, d’autant plus qu’il n’existepas de réglementation uniforme régissant lefonctionnement de ces installations et que trèspeu de programmes de surveillance ont étémis en place pour assurer la protection del’environnement contre les rejets de chlorure.Parmi les zones incompatibles avec l’implantationde lieux d’élimination de la neige, mentionnonsles terres humides, les petits étangs et les petitslacs, de même que les secteurs surélevés d’oùles eaux s’écoulent dans de petits ruisseaux. Lacontamination des eaux souterraines est un autreaspect dont il faut tenir compte.

3.3.3.4 Autres effets

En plus de leurs effets directs apparents sur lacomposition et l’abondance des espèces, les selsde voirie peuvent avoir des effets nocifs sur lemilieu aquatique, par leurs interactions avec les

composantes abiotiques du milieu. Plusparticulièrement, les chlorures ont tendance àêtre plus solubles que les carbonates et ilspeuvent, par diverses réactions, accroître lamobilité des métaux en traces dans lesécosystèmes aquatiques. L’augmentation de lacharge de sels peut aussi avoir des répercussionssur la densité de l’eau et gêner le mélangedes eaux dans les lacs et ainsi perturber lefonctionnement écologique de cet écosystème.

L’augmentation de la concentration desels de chlorure dans les eaux de surface peutentraîner la libération des métaux présents dansles sédiments et les particules en suspension.En faisant concurrence pour les sites de liaisondes particules, le chlorure de sodium devientactivateur des métaux en traces dissous etpotentiellement biodisponibles, comme lecadmium, le cuivre et le zinc (Warren etZimmerman, 1994). Or ces métaux présentent unetoxicité aiguë pour les organismes aquatiques àdes concentrations aussi faibles que 1 µg/L pourle cadmium (truite arc-en-ciel), 6,5 µg /L pourle cuivre (Daphnia magna) et 90 µg/L pour lezinc (truite arc-en-ciel) (CCME, 1991). De plus,comme les sels de voirie contiennent une variétéde contaminants, incluant des métaux tels lecuivre (0 à 14 µg/g), le zinc (0,02 à 0,68 µg/g)et le cadmium (MDOT, 1993; Maltby et al.,1995), les eaux de fonte contenant des sels devoirie constituent une source potentielle decontamination des plans d’eau récepteurs parles métaux. Qui plus est, comme une variétéde contaminants métalliques provenant desautomobiles (plomb, cuivre, zinc et cadmium)sont présents à la surface des routes, les selsde voirie peuvent faciliter la mobilisationet le transport de ces contaminants dans lesécosystèmes aquatiques (Maltby et al., 1995).Ces métaux peuvent ensuite s’accumuler dansdivers tronçons des cours d’eau, sur les particulessédimentaires (Maltby et al., 1995) ou dans deseaux stationnaires, comme les étangs. Là, ilspeuvent exercer leurs effets toxiques, notammentpar des processus faisant intervenir les sédiments.

Il a été démontré que de fortesconcentrations de sels dans l’eau interstitielle


des sédiments augmentent les concentrations demétaux lourds dissous (le cadmium, par exemple)et la toxicité qui en résulte pour un invertébrébenthique, Hyallela azteca (Mayer et al., 1999).Wang et al. (1991) ont constaté qu’uneconcentration de 709 mg de chlorure/L (ou0,02 mol/L) augmente sensiblement la libérationde mercure à partir des sédiments d’eau douce.Le mercure peut présenter une toxicité aiguëpour des espèces d’invertébrés et de poissons àdes concentrations aussi faibles que 0,002 mg/Let 0,02 mg/L respectivement (CCME, 1991).De plus, sous sa forme méthylée, le mercures’accumule dans les tissus des poissons.Le chlorure de sodium augmente aussi lamobilisation du mercure dans le sol (McLeod etal., 1996).

Les sels de voirie peuvent avoir uneincidence sur les étangs et les lacs, en réduisantleur capacité de mélange vertical. Dans la plupartdes lacs, il se produit un mélange vertical quifavorise l’échange entre les eaux de fond et leseaux de surface et qui est important pour letransfert de l’eau riche en oxygène, en surface,vers les sections plus profondes du lac – sans untel échange, les eaux profondes peuvent deveniranoxiques. Ce mélange vertical est égalementimportant pour le transfert des éléments nutritifsqui se régénèrent dans les eaux plus profondesdu lac et qui sont amenés en surface, où ilsdeviennent disponibles pour la communautédes phytoplanctons. Le mélange vertical dépenddu vent qui mélange les eaux de surface jusqu’àdiverses profondeurs, selon la vitesse du ventsur le lac, la topographie environnante et latempérature de l’eau. Le mélange vertical varieaussi en fonction des changements dans latempérature de l’eau qui influent sur la densité del’eau. L’eau atteint sa densité maximale à 4 °C;ainsi, le réchauffement qui survient au printemps,alors que la température passe du point decongélation pour atteindre 4 °C, s’accompagned’une augmentation de la densité qui favorisel’échange vertical entre les eaux de surface pluschaudes et les eaux profondes, plus froides etmoins denses. Le refroidissement du lac àl’automne et le réchauffement (4 °C) au printemps

ont donc pour effet de modifier la densité de l’eauqui influe sur le mélange vertical.

Un lac devient méromictique lorsquecertaines conditions empêchent le mélangevertical entre les eaux de surface et les eauxprofondes (Wetzel, 1983). Cela se produit lorsquele gradient de salinité est suffisant pour annulerles effets des fluctuations saisonnières de latempérature de l’eau sur la densité et le mélangede l’eau dans les lacs. Les sels de voirie, quipénètrent dans les lacs par le débit de surface(ruissellement, fossés, cours d’eau) oul’écoulement souterrain (infiltrations, sources),peuvent donc nuire à la circulation normale deslacs. Les petits lacs modérément profonds sont lesplus susceptibles de présenter pareilles conditionsméromictiques, en particulier dans les régions oùon utilise de grandes quantités de sels de voirie.Les lacs plus grands sont moins vulnérables,parce que le panache d’eaux salées qui y pénètresubit une plus grande dilution, à mesure que l’eauplus dense chargée de sels s’écoule sur le fondvers les régions plus profondes du lac. En outre,les lacs plus grands ont un fetch plus long; lescourants et autres échanges poussés par le vent ysont donc plus puissants.

La formation de conditionsméromictiques peut avoir un certain nombred’effets sur les lacs. La faible teneur en oxygènequi se développe sous la chimiocline peutprovoquer la disparition de toutes les espècesbenthiques en eaux profondes, sauf les espècesles plus résistantes. Les zooplanctons peuventaussi être exclus de leur refuge diurne en eauxprofondes et forcés de vivre dans les couches desurface plus claires, où ils risquent d’être plussujets à la prédation par les poissons sélectifsquant à la taille de leur proie. Les poissons de lazone hypolimnique, comme le touladi, peuventeux aussi être perturbés. L’apparition deconditions méromictiques aura également desrépercussions sur les échanges entre les sédimentset l’eau. Le phosphore et divers métaux sontlibérés plus facilement des sédiments maloxygénés que des sédiments bien oxygénés(Wetzel, 1983). Cette libération accrue de


phosphore peut augmenter la productivité etl’eutrophisation du lac, surtout si l’échange estsuffisant au niveau de la chimiocline. À l’inverse,si l’échange y est limité, la production risque dediminuer et un lac eutrophe peut deveniroligotrophe (Smol et al., 1983).

3.3.3.5 Conclusions pour les écosystèmesaquatiques

Des effets toxiques aigus (à court terme) ont étéassociés en laboratoire à de fortes concentrationsde chlorure. Cependant, à mesure que la duréed’exposition augmente, la sensibilité au chlorureaugmente elle aussi. Ainsi, la valeur de la CL50

pour Ceriodaphnia dubia (un cladocère) est de1 400 mg/L après quatre jours d’exposition, maisde 1 261 mg/L après 9 jours (Cowgill et Milazzo,1990). L’exposition à des concentrations létalesaussi élevées serait fort probablement associéeà des entrepôts de sels mal gérés, à des lieuxd’élimination de la neige mal situés sur des terreshumides, à des fossés longeant des routes à forteutilisation de sels, à des sources alimentées pardes eaux souterraines contaminées et à des petitscours d’eau situés dans des régions urbaines trèspeuplées (p. ex., la région métropolitaine deToronto) où le réseau routier est dense et sujet àl’épandage de grandes quantités de sels de voirie.

La toxicité à plus long terme se manifesteà des concentrations sensiblement moindres qui,selon les estimations, seraient aussi faibles que210 mg/L. De telles concentrations de chlorureont été observées dans une variété de ruisseaux,cours d’eau et lacs urbains, pour la plupart situésdans des régions très peuplées, ainsi que dansde petits cours d’eau situés près d’autoroutesfort achalandées. On peut également s’attendreà observer pareilles concentrations à proximitéd’entrepôts de sels mal gérés et de lieuxd’élimination de la neige mal situés comme surdes terres humides, dans de petits étangs ouencore à proximité de ruisseaux d’amont ou desources alimentées par des eaux souterrainescontaminées. On s’attend à ce que lesécosystèmes aquatiques exposés à de telsniveaux de chlorure soient perturbés.

Un ensemble de courbes ont étépréparées, à partir des données sur la toxicité duchlorure après des expositions de 4 jours, 7 jourset des expositions prévues à long terme(exposition chronique) (figure 17). Les donnéessur la toxicité qui ont servi à l’établissement dela figure 17 sont tirées de Evans et Frick (2001).Les données sur les expositions d’une journée etmoins ont été exclues, car les études à l’appuiétaient peu nombreuses. Les courbes sont définiessur une échelle log-linéaire, chacune selon unintervalle de confiance de 95 %. Un modèle


TABLEAU 17 Pourcentage cumulatif prévu d’espèces touchées par une exposition chronique auchlorure (d’après Evans et Frick, 2001) 1

% cumulatif Concentration Limite inférieure Limite supérieure d’espèces atteintes moyenne de de l’intervalle de de l’intervalle de

chlorure (mg/L) confiance (mg/L) confiance (mg/L)

5 212,6 135,9 289,510 237,9 162,3 313,625 328,7 260,2 397,250 563,2 504,8 621,775 963,7 882,3 1 045,190 1 341,1 1 253,8 1 428,4

1 Les données sont tirées de la figure 17.

log-logistique a été utilisé pour l’ajustementdes courbes (Environnement Canada, 1997b).Sur la base des données prévues, on peuts’attendre à ce que 5 % des espèces soienttouchées (concentration létale moyenne) à desconcentrations de chlorure d’environ 210 mg/L(tableau 17) et que 10 % des espèces soientperturbées, à des concentrations d’environ240 mg/L.

Les figures 18 et 19 illustrent diversesconcentrations de chlorure dans des milieuxaquatiques au Canada et les concentrationscausant des effets biologiques néfastes. Onprésume que les concentrations de chlorureindiquées proviendraient de la contaminationpar les sels de voirie. À moins d’indicationscontraires, toutes les valeurs avec effets fontréférence à la létalité.

La figure 18 présente des données surl’exposition à court terme, pour une période decinq jours ou moins. Les concentrations indiquéess’appliquent à des rivières et des ruisseauxoù les concentrations maximales de chlorureassociées à des phénomènes tels le gel et le dégelne devraient pas durer plus de quelques jours, àquelque point d’échantillonnage que ce soit.Les effets biologiques font référence à des essaisde toxicité ayant pour paramètre de mesure unepériode de cinq jours ou moins (p. ex., CL50 après4 jours).

Enfin, la figure 19 présente desdonnées s’appliquant à des périodesd’exposition de plus de cinq jours. Lesconcentrations environnementales indiquéesvalent principalement pour des lacs et des étangs,où les taux de chlorure devraient en généraldemeurer stables durant une longue période. Leseffets biologiques observés font référence à desessais de toxicité sur une durée de plus de cinqjours (p. ex., CL50 après 33 jours).

Comme nous l’avons indiquéprécédemment, de plus en plus de données fontétat d’une hausse généralisée des concentrationsde chlorure dans les rivières et les lacs du nord-est

et du centre-ouest des États-Unis, incluant deslacs en milieux non urbains. Dixit et al. (1999),par exemple, ont étudié 257 lacs et réservoirs dunord-est des États-Unis et constaté que, alors que34 % des réservoirs et 6 % des lacs affichaientune concentration de fond de chlorure supérieureà 8 mg/L avant les années 1850, ces proportionsatteignent aujourd’hui respectivement 46 % et18 %. Ces hausses sont liées en partie au nombred’autoroutes dans la région, à la perturbationdes sols et à l’utilisation de sels de voirie. Leschercheurs commencent également à observerdes changements dans les communautés d’algueslorsque les concentrations de chlorure passent duniveau de fond (1,8 à 3,6 mg/L) à plus de 7 mg/L(Dixit et al., 1999). Bien que moins détaillées,des études menées au Canada semblent elles aussiindiquer une augmentation des concentrations dechlorure, lesquelles se situent dans les intervallessusceptibles de modifier la composition desalgues dans les petits étangs et les petits lacssitués près de certaines autoroutes, ainsi que dansune variété de cours d’eau et de lacs en milieuxurbains. Il importe toutefois de souligner que lagrande majorité de ces études se limitent à desrégions où l’on fait un grand usage des sels devoirie, situées pour la plupart dans le sud del’Ontario, les Maritimes et le Québec.

La U.S. EPA (1988) a élaboré des lignesdirectrices sur la qualité de l’eau pour le chlorureet en est arrivée à la conclusion que, sauf peut-être dans les cas où une espèce localementimportante est très sensible, les organismesdulcicoles et les utilisations qui y sont associéesne devraient pas être perturbés d’une manièreinacceptable si :

• la concentration moyenne de chlorure (associéau sodium) sur quatre jours ne dépasse pas230 mg/L, en moyenne plus d’une fois tousles trois ans;

• la concentration moyenne de chlorure pendantune heure ne dépasse pas 860 mg/L, enmoyenne plus d’une fois tous les trois ans.

La U.S. EPA note cependant que cescritères n’assureront pas une protection suffisante



FIGURE 17 La toxicité aiguë expérimentale et toxicité chronique prévue pour les taxons aquatiques(d’après Evans et Frick, 2001)

FIGURE 18 La contamination par les sels de voirie causant des effets biologiques défavorables àpartir d’une brève exposition à des concentrations de chlorure dans l’environnementaquatique canadien

Chronique prévueAigüe (1 semaine)Aigüe (4 jours)

lorsque le chlorure est associé au potassium, aucalcium ou au magnésium et, comme l’intervallede sensibilité aiguë au chlorure est restreint chezles animaux, le dépassement de cet intervallepourrait avoir des incidences sur un nombresubstantiel d’espèces. Evans et Frick (2001) ontégalement constaté que le chlorure de potassiumet le chlorure de magnésium sont plus toxiquesque le chlorure de sodium. De plus, le poissonsemble moins sensible au chlorure de calciumqu’au chlorure de sodium, alors que l’inversevaut pour les invertébrés; il convient toutefoisde noter que ces observations s’appuient sur desensembles limités de données. Enfin, bien queleur évaluation ait porté essentiellement sur lechlorure de sodium, le chlorure de potassium etle chlorure de magnésium semblent aussi, sinonplus, toxiques que le chlorure de sodium.

À la lumière des données faisant état deplusieurs dépassements des seuils avec effets dans

l’environnement et des données sur le terraindémontrant des effets sur les populationsdes écosystèmes, on en conclut que desconcentrations élevées de chlorure associées àl’utilisation des sels de voirie peuvent avoir deseffets nocifs immédiats ou à long terme sur leseaux de surface. Ces effets risquent surtout d’êtreobservés à des entrepôts de sels mal gérés, deslieux d’élimination de la neige mal localisés etdans de petits cours d’eau longeant des réseauxroutiers de forte densité. À des concentrationsplus faibles, un accroissement des concentrationsde chlorure peut avoir une incidence sur lastructure, la diversité et la productivité descommunautés. Il a en outre été démontré quedes taux élevés de chlorure augmentent labiodisponibilité des métaux; de plus, en modifiantles gradients de densité dans les lacs, les sels devoirie peuvent avoir une incidence majeure sur lesécosystèmes lacustres, en modifiant notamment ladisponibilité de l’oxgène et des éléments nutritifs


FIGURE 19 La contamination par les sels de voirie causant des effets biologiques défavorables à partird’une longue exposition à des concentrations de chlorure dans l’environnement aquatiquecanadien

tributaire de la profondeur. Pareilles situations seproduisent principalement dans les régions oùl’on fait un grand usage des sels de voirie,lesquelles sont situées pour la plupart dans le sudde l’Ontario, le Québec et les Maritimes.

3.4 Sols

3.4.1 Salinisation des sols due à l’épandagede sels de voirie

Cette section résume l'information présentéedans le rapport préparé par Morin et al. (2000),sur l’étendue de la salinisation des sols due àl’épandage de sels de voirie. Ce rapport contientdes cartes pédologiques pour toutes les provincescanadiennes, étayées de quelques études de casqui visent à illustrer comment la salinité dessolutions du sol varie de façon dynamiquedans les zones touchées, y compris à de faiblesdistances de sources ponctuelles et linéaires desels, et varie aussi en fonction de la saison.Les ions examinés sont le sodium, le calcium,le sulfate et le chlorure. On a peu tenu comptede la contribution des autres ions, comme lepotassium et le magnésium, car ceux-ci influenthabituellement peu sur la salinité globale du sol,et ce à la plupart des endroits.

Les cartes illustrant les apports (annuels)de sels de voirie et les concentrations de sels dansle sol sont basées sur les moyennes spatialescalculées pour des bassins versants de niveau 2,les moyennes spatiales au niveau municipal et lesmoyennes spatiales au niveau de la route (surtoutdes routes principales et des autoroutes). Ces troisniveaux d’analyse ont été choisis en raison dulien général entre la salinité du sol et la salinitédes eaux de surface; la plupart des eaux desurface reçoivent en effet des apports directs dusol sous l’effet du ruissellement, de l’écoulementsouterrain, de la percolation et du débit de base.De même, les sols situés dans le sens de la pentereçoivent souvent les eaux d’infiltration provenantde sources d’eau plus élevées. La dissolutiongraduelle des minéraux du sol et des rochesfacilement altérés augmente la salinisation des

sols en aval, tout comme l’application d’engraisagricoles et horticoles et les eaux d’infiltrationprovenant des égouts domestiques et industriels.Dans les régions arides comme les Prairiescanadiennes, l’évaporation à partir des solsarides contribue elle aussi à accroître la salinitédu sol et mène, dans des conditions extrêmes, àl’accumulation de sels en surface et sous le sol,en particulier dans les dépressions du terrain etles infiltrations de la pente. Enfin, diversesactivités industrielles, et plus particulièrementcelles liées à l’extraction du sel et à l’utilisationde la soude caustique pour extraire lescombustibles fossiles du goudron et des sablesbitumineux, ne font qu’accroître la charge desels dans l’environnement dans ces régions. Laprésente section porte toutefois sur les sels devoirie et vise à déterminer dans quelle mesurel’épandage de ces produits, combiné au dépôtatmosphérique, contribue à la salinité globale dessols à proximité des routes et dans quelle mesureces épandages influent sur la salinité naturellegénérale de l’eau qui refait surface, à diversendroits en aval. De façon générale, on s’attendà ce que les concentrations moyennes de selsprovenant de l’épandage, dans les sols des bassinsde niveau 2, soient inférieures aux concentrationsmunicipales moyennes, elles-mêmes devant êtreinférieures aux moyennes dans le sol, aux abordsdes routes. Un travail de cartographie a donc étéfait à trois niveaux pour estimer :

• les concentrations moyennes de sels prévuesdans les solutions du sol, d’après l’apporttotal provenant de l’épandage et du dépôtatmosphérique, par bassin versant deniveau 2;

• les concentrations moyennes de sels prévuesdans les solutions du sol, d’après l’apporttotal provenant de l’épandage et du dépôtatmosphérique, par région municipale, et

• les concentrations moyennes de sels prévuesdans les solutions du sol, d’après l’apporttotal provenant de l’épandage et du dépôtatmosphérique, à proximité immédiate dela route.

Pour calculer ces moyennes, on a compiléles renseignements contenus dans diverses


bases de données nationales, provinciales etmunicipales, afin de déterminer :

• l’épandage annuel moyen local de sels, parmunicipalité et comté;

• le dépôt atmosphérique annuel moyen, àl’échelle locale, lié aux précipitations et auxdépôts humides de sodium, de calcium, dechlorure et de sulfate (il n’existe pas encorede base de données sur les dépôts secs; orl’inclusion des dépôts secs augmenterait lescharges globales de sels, surtout dans larégion de l’Atlantique, à cause de l’embrun);

• le ruissellement annuel moyen, et• la profondeur locale du sol, ainsi que sa

teneur en argile et en matières organiques.

Les paramètres saisonniers n’ont pasété pris en considération pour ce travail decartographie; il convient toutefois de noter que lasalinité du sol varie en fonction de la charge desels de voirie, des conditions météorologiques etde la topographie. Certains aspects saisonnierssont toutefois examinés dans cette section, aumoyen d’études de cas spéciales qui portent surla salinité du sol et des eaux de surface, à desendroits situés en aval d’un entrepôt de sels.

3.4.1.1 Définitions et équations

Les données compilées sur les chargesatmosphériques d’ions sodium, calcium, chlorureet sulfate font référence aux concentrationsd’ions, pondérées en fonction du volume (dépôthumide seulement) et sont exprimées en mg/Lou en meq/L. Les charges de sels, par contre,sont généralement exprimées en g/m2/an ou enkg/ha/an. Dans le présent rapport, les chargesprovenant du dépôt atmosphérique et del’épandage de sels de voirie sont convertiesen concentrations de sels totaux dissous dansles solutions du sol, en divisant les chargescombinées annuelles calculées, par le taux annuelprévu de percolation à travers le sol, où :

Pour simplifier les calculs, on estime queles taux annuels de percolation (mm/an) sontéquivalents au débit d’un cours d’eau (mm/an),lequel débit est déterminé à partir d’observationshydrométriques spécifiques d’un bassin versant.Pour ce travail de cartographie, on considère doncque les taux de percolation prévus sont égaux audébit du cours d’eau. Les cartes présentées dansMorin et al. (2000) décrivent :

• le débit du cours d’eau (en millimètres) àl'échelle nationale, d’après les données deRessources naturelles Canada, et

• le débit du cours d’eau (en mètres cubes) parbassin versant de niveau 2 (tiré de la cartenationale sur le débit).

Les bassins versants qui présentent lescoefficients de ruissellement les plus élevés sontsitués le long des côtes du Pacifique et del’Atlantique. À l’opposé, c’est dans les bassinsversants de la portion sud des Prairies que leruissellement permettant de dissoudre et de diluerles sels est le plus faible. Il est important dedéterminer les régions où le taux de ruissellementest faible, car ce ruissellement contient de fortesconcentrations de sels de voirie.

Afin de représenter ces paramètres surune carte, il a aussi fallu obtenir des donnéespédologiques nationales sur :

• la teneur en argile du sol (en % de la portionminérale du sol (particules < 2 mm),

• les matières organiques du sol (en %), et• la capacité d’échange de cations (en meq/100

g de sol séché à l’étuve).


taux de percolation à = taux de précipitation – taux réel – ruissellement de travers le sol (mm/an) (mm/an) d’évapotranspiration surface

(mm/an) (mm/an)

Les estimations des charges de sels totauxdissous et des concentrations d’ionscorrespondantes dans les solutions du sol ontservi à calculer :

• les cations totaux et les anions totaux(en meq/L);

• la conductivité électrique du sol (enmmho/cm ou mS/cm);

• le potentiel osmotique (en bars);• le rapport d’absorption du sodium (sans

dimension); • le rapport de sodium échangeable (sans

dimension);• le pourcentage de sodium échangeable

(en %);• la teneur en sodium échangeable (en

meq/100 g de sol séché à l’étuve);• la dispersion de l’argile et du limon dans le

sol (en % de la teneur en argile du sol), et• les changements relatifs dans la conductivité

hydraulique du sol (sans dimension).

Parmi les effets probables des sels sur lessols, mentionnons une réduction significative dupotentiel osmotique du sol, une augmentation dugonflement du sol, une réduction de la stabilité(perte de la structure) et de la perméabilité du sol,un risque accru d’érosion, ainsi qu’uneaugmentation de la dispersion de l’argile et dulimon et de la turbidité des eaux de surface.Tous ces effets sont en outre exacerbés par uneaugmentation de la teneur en sodium du sol,parce qu’une teneur accrue en ions sodium réduitl’affinité des particules du sol entre elles, étantdonné la grande affinité entre les ions sodiumet les molécules d’eau. Dans une certaine mesure,ces effets dus aux sels dépendent largementde la minéralogie de l’argile du sol (p. ex., legonflement et la contraction dans les sols àforte teneur en montmorillonite). Sous d’autresaspects, toutefois, ces effets dus aux selssont indépendants de la minéralogie du sol etdépendent uniquement de l’affinité qui s’exercepar l’action des électrolytes entre les diversesparticules dans le sol ou en suspension. L’affinitédépend ainsi des forces électrolytiques entre lesparticules qui déterminent le degré de coagulation

et de dispersion des particules (voir Ali et al.,1987). Lorsque la dispersion du sol augmente,par exemple lorsque des sols salinisés reçoiventde l’eau d’irrigation à faible teneur en électrolytespuis sont exposés à l’érosion hydrique et éolienne,non seulement y a-t-il dispersion de particulesfines, mais ces particules peuvent aussi transporterdes contaminants environnementaux tels deséléments nutritifs, des métaux lourds et desmicrobiotes sous l’effet de l’érosion hydrique etéolienne.

Les sols qui ont une teneur relativementélevée en argile et qui reçoivent, continuellementou périodiquement, un apport élevé en sodiumsont probablement ceux qui seront les plusperturbés à long terme (c.-à-d. ceux dont l’indicedu risque de salinité devrait être élevé). Pourétablir la carte des régions à indice élevé de risquede salinité, un indice simple du risque a étécalculé comme suit :

Indice du risque de salinité = rapport de sodiuméchangeable × teneur en argile du sol (en %)

Selon ces calculs, les régions quiprésentent les risques les plus élevés sont situéesdans le sud de l’Ontario, près de la Région duGrand Toronto, et dans le sud du Québec autourde l’île de Montréal (figure 20). L’indice estégalement élevé dans d’autres régions du sud del’Ontario et du Québec, de même que danscertaines régions du sud des Prairies où lasalinisation des sols par des phénomènes naturelsconstitue une préoccupation régionale majeure(voir Eilers et al., 1995).

3.4.1.2 Études de cas

Trois études de cas ont été faites, soit au parcnational Kejimkujik (Nouvelle-Écosse), le longde certaines rues de Fredericton (Nouveau-Brunswick), ainsi que dans une région forestièresituée à proximité de l’entrepôt municipal de selsde Fredericton (boisé de l’Université du Nouveau-Brunswick). Ces études avaient pour but :


• de quantifier le taux général derenouvellement des ions sodium dans les solsdes bassins supérieurs, au parc nationalKejimkujik (un milieu essentiellement exemptde sels de voirie, mais exposé à l’embrun),

• d’évaluer la salinité du sol sous le gazon, prèsde la bordure de certaines routes deFredericton, à l’automne;

• d’examiner la fluctuation de la salinité deseaux de surface en fonction de la distance parrapport à l’entrepôt de sels de Fredericton, parsaison, et

• d’évaluer la salinité de l’eau dans lesfossés longeant l’autoroute Fredericton-New Maryland.

Les résultats de ces études de casindiquent que les sols et les bassins versantsdu parc national Kejimkujik ont une très faiblecapacité de rétention des ions sodium et chlorure,les ions sodium et chlorure étant rapidementlessivés à travers les sols et les bassins versants.De plus, c’est au début de l’automne que lesconcentrations d’ions dans le sol et les coursd’eau sont les plus élevées, tandis qu’elles sontles plus faibles à la fonte des neiges.


FIGURE 20 Régions où l’épandage de sels de voirie pose un danger faible, moyen ou élevée selon lateneur en argile du sol et du coefficient de sodium échangeable (d’après Morin et al.,2000)

Pas dedonné

Produit

Le long des rues de Fredericton,généralement peu de sodium est retenu sur lessites d’échange d’ions, dans les sols aux abordsdes routes, comme le démontrent les observationsfaites au début de l’automne. Les donnéesindiquent en effet que le sodium échangeable estparticulièrement faible à cette période de l’année,le long des routes les plus achalandées. Lesconcentrations de sodium échangeable sont enoutre plus faibles près de la bordure des routesqu’à une distance de deux à trois mètres : c’estdonc que l'éclaboussement et le ruissellementroutier répétés et importants au printemps, à l’étéet à l’automne éliminent le sodium des sols quilongent les routes.

Les concentrations de fond d’ions sodiumet chlorure, dans les solutions du sol et les eauxde surface, sont légèrement plus faibles dans leboisé de l’Université du Nouveau-Brunswick(s’établissant respectivement à 2 mg/L et 3 mg/L)qu’elles le sont dans le parc national Kejimkujik;les concentrations de chlorure dans l’eau desfossés et des cours d’eau autour du boisé varienttoutefois selon les endroits. Arp (2001) a mesuré

la conductivité électrique (qui est associée plusloin à la concentration de chlorure) de l’eaudes fossés le long de l’autoroute Fredericton-New Maryland et le long de Bishop Drive, durantdes journées représentatives de juin, juillet,octobre (1999) et janvier (2000). Les résultats decette étude sont résumés à la figure 21, au moyende tracés en boîte, en fonction des conditionshydrologiques à chaque point de mesure. Lesfossés dans cette analyse ont été classés selon lestrois caractéristiques d’emplacement suivantes :

• emplacements bien drainés, où les fossés onttendance à s’assécher (crêtes);

• emplacements mal drainés, où l’eaus’accumule et devient stagnante, et

• emplacements exposés à un écoulementcontinu de l’eau, c.-à-d. sous un pont-ruisseau(ponceaux).

La figure 21 montre que la conductivitéélectrique de l’eau dans les fossés est à sonmaximum en juillet, en particulier dans lesrégions où l’eau n’est pas stagnante. Aux endroitsoù l’eau est stagnante, la conductivité électrique


FIGURE 21 Le diagramme représente la conductivité électrique et les concentrations de chloruredans l’eau de fossé longeant les deux routes près du dépôt de sel de voirie de Frédérictonpour les mois de juin, juillet et octobre 1999 et janvier 2000. Le diagramme démontreles données du 10e, 25e, 50e, 75e et 90e percentile ainsi que les données inférieures etsupérieures aux 10e et 90e percentile (cercles). Les mots « bien-drainé », « écoulementcroisé » et « stagnant » se réfèrent à trois conditions : crête à partir de laquelle l’eau estbien drainée; croisement d’un cours d’eau; et fossé sans écoulement (d’après Arp, 2001)

demeure relativement élevée en toute saison etelle tend à être à son maximum en juin et juillet,alors qu’elle est généralement minimale et plusstable à l’automne. Là où l’eau des ruisseaux, descours d’eau ou des fossés se rencontre sous desautoroutes (sous des ponceaux), la conductivitéest minimale, égale au niveau de fond ou s’enrapproche, à cause de l’écoulement continu; l’eaudes fossés qui pénètre dans les ruisseaux et lescours d’eau est donc rapidement diluée toutel’année. En revanche, lorsque l’eau des fosséss’écoule dans des dépressions mal drainées, oùl’eau s’accumule et où le taux de renouvellement

de l’eau est faible, il n’y a pas de dilution et doncla conductivité électrique (et, partant, la salinité)demeure élevée toute l’année.

Les concentrations maximales dechlorure (de 300 à plus de 1 000 mg/L) ont étéobservées à l’entrepôt de sels et à proximitéde cette installation. Le tableau 18 indique lesconcentrations de chlorure dans l’eau de coursd’eau et d’étangs, en fonction de l’accroissementde la superficie du bassin versant du ruisseauCorbett en aval de l’entrepôt de sels deFredericton, à diverses périodes de l’année


TABLEAU 18 Valeurs modélisées de la conductivité électrique et des concentrations de chlorure dans leruisseau Corbett, en aval de l’entrepôt de sels de voirie de Fredericton

Bassin versant (ha) Distance Conductivité électrique Concentrations de chlorure de (mS) (mg/L)

l’entrepôt mai juin juil. oct. janv. mai juin juil. oct. janv.(km)

172 0,00 489 580 2 109 191 629 150 179 667 58 195213 0,25 395 459 1 270 168 514 121 141 398 51 158255 0,50 332 378 837 152 435 101 116 260 46 134296 0,75 286 321 587 139 378 87 98 181 42 116337 1,00 251 279 431 128 334 76 85 133 39 102378 1,25 224 246 328 120 300 68 75 100 36 92420 1,50 202 219 257 113 272 61 67 78 34 83461 1,75 184 198 206 107 249 56 60 62 32 76502 2,00 169 180 168 102 230 51 55 51 30 70543 2,25 157 166 140 97 213 47 50 42 29 65585 2,50 146 153 118 93 199 44 46 35 28 60626 2,75 136 142 100 89 187 41 43 30 27 57667 3,00 128 132 86 86 176 38 40 26 26 53708 3,25 121 124 75 83 166 36 37 22 25 50750 3,50 114 117 65 80 158 34 35 19 24 48791 3,75 108 110 58 78 150 32 33 17 23 45832 4,00 103 104 51 75 143 31 31 15 22 43873 4,25 98 99 46 73 137 29 30 13 22 41915 4,50 94 94 41 71 131 28 28 12 21 39956 4,75 90 89 37 69 125 27 27 11 21 38997 5,00 86 85 33 68 121 26 25 10 20 36

1 038 5,25 83 82 30 66 116 25 24 9 20 351 080 5,50 79 78 28 65 112 24 23 8 19 341 121 5,75 77 75 25 63 108 23 22 7 19 321 162 6,00 74 72 23 62 104 22 21 7 18 31

(mai, juin, juillet, octobre, janvier). Il se produitau départ une forte dilution, dans l’étang LarchSwale, qui est situé à proximité (0 km, tableau 18)et qui reçoit l’eau du cours supérieur de 172 ha.Au-delà de ce tronçon, la dilution se poursuit,graduellement ou brusquement, chaque haussesoudaine étant spécifique du bassin versant dechaque ruisseau contigu. À titre d’exemple, à2 km environ de l’entrepôt de sels, le ruisseauO’Leary rejoint le ruisseau Corbett; là, la dilutionaugmente considérablement, mais toujours enproportion du bassin versant combiné des deuxruisseaux.

La saison influe considérablement surla conductivité électrique et le facteur de dilutioncorrespondant. En principe, les mesures deconductivité sont reliées au débit du cours d’eau :un débit élevé laisse supposer une dilution accrueet donc une diminution de la conductivité.À l’inverse, un débit faible laisse croire que ladilution est moindre et donc que la conductivitéest plus élevée. Lorsque le débit est intermittent(comme cela peut se produire à l’été et au débutde l’automne), l’influence globale de l’entrepôtde sels semble se limiter à la proximité del’entrepôt, les régions plus éloignées recevantmoins d’eau chargée de sels. Cette dilution« apparente » plus en aval, à mesure qu’augmentel’étendue du bassin versant, est plus marquéedurant les périodes d’écoulement intermittent (parexemple, en juillet) qu’en périodes d’écoulementcontinu. En juillet, des concentrations supérieuresà 250 mg/L ont été observées jusqu’à 500 m del’entrepôt et elles étaient toujours de 100 mg/L àune distance de 1 250 m.

3.4.1.3 Discussion

Selon les calculs, les effets de l’épandage desels de voirie sur les propriétés physiques etchimiques du sol – comme le potentiel osmotique,la conductivité électrique, la perméabilité, ladispersion et le rapport de sodium échangeable(voir Morin et al., 2000 pour de plus amplesrenseignements sur les autres propriétés physiqueset chimiques) – sont à leur maximum à proximité

des entrepôts de sels et des routes sur lesquellesil y a épandage de sels. Au niveau municipal,on peut s’attendre à ce que les effets de l’eaudu sol sur les zones situées en aval varientconsidérablement en fonction de la densité duréseau routier, des conditions locales, des lieuxoù il y a épandage de sels et des caractéristiquesphysiques des entrepôts de sels. Ainsi, lesconcentrations de sels dans le sol et les eaux desurface, dues à l’épandage, devraient être plusélevées dans les régions urbaines où les routessont en grande partie asphaltées que dans lesrégions moins exploitées. De fait, Williams et al.(1999) montrent que les concentrations de selsdans les sources, à l’intérieur de la régionmétropolitaine de Toronto, augmentent lorsque leprincipal mode d’utilisation des terres passe d’unmode rural à urbain. Ces auteurs ont égalementconstaté :

• que les concentrations de sels atteignent leurmaximum durant la période d’épandage;

• que, durant ces périodes de pointe, laconcentration d’ions chlorure peut dépasser1 000 mg/L, et

• qu’une deuxième période de concentrationmaximale se produit au milieu de l’été (ce quivient corroborer les résultats d’une des étudesde cas précitées), la concentration maximalede chlorure atteignant alors plus de 200 mg/L.

Donc, les concentrations de sels dansles eaux de surface, les eaux souterraines et lessolutions du sol peuvent être élevées au momentde l’épandage des sels de voirie, mais desconcentrations élevées peuvent aussi se produireplus tard l’été, durant des périodes de sécheressealors que l’eau s’évapore et que l’eau saléeprovenant, par exemple, du sous-sol resurgit enaval. En périodes de précipitations abondantes,l’eau de faible conductivité électrique favorisel’élimination de l’eau saumâtre de ces régions.Le long des routes, les fréquentes éclaboussuresen périodes de pluie peuvent accélérer ledéplacement de l’eau saumâtre et favoriserun retour à un faible pourcentage de sodiuméchangeable dans le sol, bien qu’un tel


phénomène ne puisse vraiment se produire quedans les sols de grande perméabilité, où l’eau nes’accumule pas (c.-à-d. où l’eau n’est passtagnante durant une longue période de l’année).

Il est possible que les sols sous lessurfaces asphaltées (en régions urbaines) nebénéficient pas de ce phénomène saisonnier delessivage des sels. Il est donc probable que le sel àces endroits reste concentré ou qu’il s’accumuleencore davantage sous l’effet d’épandages accrus,parce que ces endroits sont situés, du moins enpartie, en dehors des trajectoires qu’empruntentles eaux d’infiltration. Ces endroits deviennentdonc une source de salinité du sol et des eaux desurface, cette salinité étant provoquée, soit parl’infiltration lente, soit par le lessivage rapided’eau à forte teneur en sels au moment de laréparation de la chaussée ou par tempsanormalement humide.

Les effets globaux du sel sur les solsdoivent être évalués en fonction de l’emplacementde la source ou du puits, en tenant compte parexemple de l’emplacement de l’accotement parrapport à la route (est-il au même niveau quela route, plus bas ou plus haut, sous le ventou exposé au vent) et des conditions du terrainaux abords de la route (s’agit-il d’un terraindécouvert ou boisé, d’un sol bien ou mal drainé?).Habituellement, la dispersion des sels, depuisla route vers l’accotement, se fait par leséclaboussures, la poussière et le ruissellementsoulevés au passage des véhicules. On peut doncs’attendre à ce que la salinité du sol augmente,des endroits surélevés (zones d’alimentation) versles dépressions mal drainées.

Le processus de dilution des sels parles précipitations et les éclaboussures produitesau passage des véhicules est un phénomèneimportant, car il permet à la majeure partiedes sols aux abords des routes de se remettrepartiellement ou complètement des épandagessaisonniers de sels de voirie. Il semble en effetque les éclaboussures des véhicules accélèrent lelessivage des sels qui se sont accumulés durantl’hiver le long des routes, comme l’indique unedes études de cas précitées. Cependant, lorsque le

pourcentage de sodium échangeable est élevéet que la conductivité électrique de l’eaud’éclaboussures est faible, ce phénomène peut aucontraire avoir des effets nocifs sur l’agrégationdu sol, notamment sur la dispersion de l’argile etdu limon, ce qui peut réduire le taux d’infiltrationdans le sol et de ce fait accroître l’érosionhydrique du sol et favoriser la dispersion desparticules du sol par le vent. Un tel effet seraitmaximal en bordure des routes sans végétation.

La figure 22 illustre les valeursmoyennes prévues pour les matières totalesdissoutes, le potentiel osmotique et la conductivitéélectrique des solutions du sol et des eaux desurface, à l’échelle du bassin versant de niveau 2et de la municipalité. Un examen des teneursen matières totales dissoutes indique que cesvaleurs sont toutes supérieures aux niveaux defond auxquels on peut s’attendre, sous l’effetuniquement des dépôts atmosphériques locauxet de l’évapotranspiration subséquente. Cesconcentrations régionales moyennes sont toutefoisloin d’être préoccupantes, sauf dans les régionsfortement urbanisées. Comme prévu, les valeurscalculées pour la matières totales dissoutes, lepotentiel osmotique et la conductivité électriqueaugmentent à mesure que la superficie moyennediminue.

Les valeurs pour les matières totalesdissoutes, le potentiel osmotique et la conductivitéélectrique dans les solutions du sol et les eauxde surface ont été calculées pour les sols desemprises routières. Ces valeurs sont basées sur lesdonnées provinciales sur les charges de sels devoirie, par district d’entretien. Dans l’ensemble,ces calculs indiquent que les zones en périphérieimmédiate de l’emprise ont tendance à afficherdes moyennes annuelles élevées, pour ce quiest des matières totales dissoutes, du potentielosmotique et de la conductivité électrique.Évaluées sur une base saisonnière, ces valeursseraient plus élevées durant les périodesd’épandage de sels de voirie alors qu’ellesseraient nettement moindres en périodes delessivage élevé. On peut toutefois s’attendre àobserver le retour de valeurs élevées au milieu del’été, dans les zones propices à l’accumulation


d’eau; ces valeurs pourraient également demeurerélevées dans les bassins d’eau stagnante ou lesdépressions à faible ruissellement de surface,comme nous l’avons indiqué précédemment.

La carte présentée à la figure 23 laissecroire que, dans certaines régions de l’Ontarioet du Québec, le pourcentage de sodiuméchangeable est élevé sur certaines routes. Cesvaleurs sont associées principalement aux régionsà charges élevées de sels de voirie. Cette figuresemble également indiquer que le pourcentagede sodium échangeable pourrait être élevé danscertaines régions des Prairies. Même si les routesdes Prairies ont une faible charge de sels devoirie, lorsqu’on les compare à la plupart desmunicipalités du Québec et de l’Ontario, lesprécipitations permettant de diluer et de dissoudreles sels y sont moins abondantes. La situation esttelle qu’un grand nombre de sols dans le sud del’Alberta et le sud de la Saskatchewan, ainsi quecertains sols du sud du Manitoba, sont déjà saléssous l’effet de phénomènes naturels, en particulierdans les dépressions et à proximité des terreshumides et des voies de drainage. Là, les selsde voirie viendraient s’ajouter à la charge totaled’électrolytes dans le sol, car ils s’accumuleraientdans les dépressions à proximité des routes. Engénéral, le profil spatial des concentrations defond d’électrolytes dans les solutions du sol,basé uniquement sur les dépôts atmosphériques,correspond assez bien au profil spatial de lasalinité du sol décrit par Eilers et al. (1995),ce qui vient corroborer le protocole du bilanmassique simple qui sous-tend le modèle ayantservi à produire les cartes dans ce rapport.

La salinisation accrue des sols, due àl’épandage de sels de voirie, peut avoir desrépercussions sur le biote du sol (macroflore,microflore, microfaune et macrofaune). La figure24 présente un résumé simplifié de la sensibilitéprévue de certains végétaux, ainsi que les seuilsde tolérance correspondants spécifiques del’espèce, en fonction d’une diminution dupotentiel osmotique du sol. Cette figure établitun lien entre la sensibilité des cultures et lasalinité du sol, en montrant dans quelle mesure lerendement des récoltes diminue à mesure que la

conductivité électrique augmente. Les encadréspointillés dans cette figure indiquent lepourcentage des routes provinciales auxquelles onassocie certains niveaux de salinité. Les donnéesde ce graphique suggèrent que la salinité de lasolution du sol, le long de la majorité des routesprovinciales, peut avoir des effets nocifs sur bonnombre d’espèces d’arbustes et d’arbres. Ellessemblent en outre indiquer que le niveau desalinité du sol, en bordure de certaines routes,peut même avoir des effets néfastes sur desespèces halophiles comme l’agropyre. Lesrépercussions sur la végétation terrestre sontdiscutées plus en détail à la section 3.5.

On s’attend à ce que les effets des sels devoirie sur le sol dépendent fortement de l’étenduedu couvert végétal. Ainsi, l’encroûtement, leruissellement de surface et la dispersion del’argile et du limon par le vent et l’eau devraientêtre les plus élevés sur les sols dénudés. Lessols couverts de végétation subiront eux aussides effets lorsque le couvert végétal réagiranégativement au potentiel osmotique négatif élevédans le sol. Dans ce cas, la perte graduelle de lavégétation de surface entraînera une augmentationde l'exposition du sol minéral et une diminutiongraduelle de la teneur en matières organiques dusol, ce qui aura pour effet d’accroître la dispersionet, de ce fait, de réduire la perméabilité du solet d’en augmenter l’érosion. De toute évidence,l’application de bonnes pratiques en matièrede gestion des végétaux, d’épandage de sels devoirie et d’entretien des routes contribueraitsensiblement à réduire ces effets. On trouverad’autres renseignements sur la salinité du sol etbien d’autres aspects reliés à la gestion et à laconservation du sol, notamment dans Anon(1992), Holms et Henry (1982), Steppuhn etCurtin (1992) et Acton et Gregorich (1995).

D’autres effets des sels de voirie, qui nesont pas examinés ici, ont trait à la libération demétaux lourds (p. ex., le zinc, le cuivre, le cobalt,la mercure et le cadmium) et de cations basiques(calcium, magnésium, potassium), en présencedes sels. Tous ces phénomènes peuvent avoir deseffets positifs ou négatifs sur la flore et la faunedu sol, notamment :


• en favorisant la croissance de certainesespèces dans des écosystèmes par ailleurspauvres en éléments nutritifs;

• en favorisant la perte d’éléments nutritifscomme le calcium, le magnésium et lepotassium, sous l’effet de l’échange d’ionsavec le sodium, et

• en mobilisant les métaux lourds dans le sol etles habitats aquatiques, selon les conditionslocales.

La mobilisation des métaux lourds résultede la formation de complexes hydrosolubles

entre le chlorure et un cation métallique, ce quia pour effet d’accroître la phytodisponibilité d’ungrand nombre de cations de métaux lourds, et defavoriser ainsi l’entrée des métaux lourds dans lachaîne alimentaire locale, qui sont assimilés parles plantes. Dans le pire des scénarios, les plantespourraient elles-mêmes manifester des symptômesdus à la toxicité des métaux lourds. Pour unexemple des processus en cause, consulterSmolders et McLaughlin (1996) qui traitent de lamobilisation du cadmium favorisée par le chlorureet de l’assimilation subséquente de ce métal parles végétaux. Pour plus de renseignements sur les


FIGURE 22 Estimation par bassin versant et par municipalité des solides dissous totaux (SDT) et de laconductivité électrique (CE) moyenne des eaux du sol et de surface en Ontario et au Québec(d’après Morin et al., 2000)

Légende

SDT (g/L) CE (mS/cm)

effets de la salinisation des sols, voir par exempleBresler et al. (1982), Eilers et al. (1995), Butler etAddison (2000) et Cain et al. (2001).

3.4.1.4 Conclusions

L’épandage de sels de voirie peut avoir des effetsnocifs sur les paramètres physiques et chimiquesdu sol, en particulier dans les régions exposéesaux sels où, par surcroît, les pratiques de gestiondu sel, du sol et de la végétation sont déficientes.On estime que les effets les plus graves seproduiraient dans les régions directementexposées au ruissellement provenant d’entrepôts

de sels et celles situées le long des routes, enparticulier dans les dépressions mal drainées.Les effets reliés aux électrolytes influent sur lastabilité structurale, la dispersion, la perméabilité,le gonflement, l’encroûtement, la conductivitéélectrique et le potentiel osmotique du sol. Leseaux de surface qui se trouvent dans la pente desols perturbés par les sels subissent les effets del’infiltration d’eaux saumâtres ou du ruissellementchargé de sédiments dispersés par les sels.Tous ces phénomènes ont, à leur tour, des effetsabiotiques et biotiques sur l'environnement local.Les effets abiotiques ont trait principalementà la perte de stabilité du sol durant les cycles


FIGURE 23 Pourcentage de sodium échangeable (PSE) le long des routes par district d’entretien provincial(d’après Morin et al., 2000)

PSE

d’humidification et de dessication et durant lespériodes de fort ruissellement de surface et devent violent. Les effets biologiques, pour leurpart, sont surtout liés au stress osmotique quis’exerce sur la macroflore, la microflore, lamicrofaune et la macrofaune du sol, ainsi qu’à lamobilisation par le sel des micro-éléments et desmacro-éléments, ce qui influe sur la flore et lafaune in situ et dans les zones d’infiltration enaval.

3.4.2 Effets biologiques des sels de voiriesur les sols

Butler et Addison (2000) font un examenexhaustif des effets du sel sur la microflore et lamicrofaune du sol. Il semble y avoir très peu dedonnées sur l’exposition aux sels de voirie et surles communautés microbiennes du sol ou leursactivités. Aux fins de la présente évaluation, on a

examiné la documentation disponible sur lesadaptations métaboliques requises pour que lesmicrobes tolèrent le sel et sur les effets de laforte salinité du sol sur les processus essentiels àl’agriculture, même si ces études ont été menéesdans une perspective très différente du présentrapport. Une autre difficulté tient aux diversesfaçons de rapporter l'exposition aux sels dansla documentation. En effet, les comparaisonsentre les sols sont habituellement basées sur laconductivité électrique, le potentiel hydriqueou osmotique, et non sur l’augmentation dela concentration de sels, car la compositionionique des solutions du sol varie. Par contre,les concentrations de sels (masse/volume liquide)sont plus couramment rapportées dans ladocumentation sur la microbiologie. Enfin,les études sur la faune du sol rapportenthabituellement les apports de sels exprimésen quantités par unité de surface.


FIGURE 24 La tolérance au sel et le rendement des récoltes en fonction de la salinité du sol(conductivité électrique, CE) et le pourcentage estimé d’emprises routières ayant unniveau correspondant de CE (d’après Bresler et al., 1982)

CE, (mmho/cm)

3.4.2.1 Rôle écologique des communautésbiotiques du sol

La dégradation et la minéralisation de la matièreorganique et le cycle des éléments (p. ex., ducarbone, de l’azote, du phosphore et du soufre)dans le sol et les sédiments dépendent descommunautés biologiques qui y sont présentes.Dans les systèmes terrestres, la contributiondirecte des microbes phototrophes etchimiolithotrophes à la production primaire estminime. Certaines expériences ont cependantdémontré que la production primaire des végétauxsupérieurs est grandement améliorée par l’activitédes biotes microbiens et fauniques souterrains(Faber et Verhoef, 1991, Setälä et Huhta, 1991,Setälä et al., 1998). Les mycorhizes s’observentchez presque tous les végétaux terrestres; lepartenaire fongique de cette associationsymbiotique plante-moisissure contribue àl’assimilation et à la translocation des élémentsnutritifs (le phosphore en particulier) et à laprotection potentielle contre les pathogènes, lesnématodes et les produits toxiques des végétaux,comme les métaux lourds présents dans la zonedes racines (Paul et Clark, 1996). Les capacitésenzymatiques de la microfaune du sol (p. ex., lesprotozoaires et les nématodes) et de la mésofaune(p. ex., les acariens et les insectes aptères) sontplus limitées que celles des procaryotes et desmicromycètes, de sorte que la plupart destransformations chimiques qui entrent en jeudans la décomposition de la matière organiqueet le cycle des éléments nutritifs sont assuréspar l’intermédiaire des microbes du sol. Lacontribution de la faune du sol à ces processusse fait au moyen de phénomènes plus indirects,comme la dégradation physique de la litière, ladispersion des propagules microbiens (y comprisles mycorhizes et les pathogènes), le broutagesélectif des espèces microbiennes et, dans le casde la macrofaune, la modification de la structuredu sol. Les vers de terre, par exemple, peuventavoir une influence énorme sur l’aération du sol,la structure des agrégats, la capacité de rétentionde l'eau, la densité apparente du sol et le taux deminéralisation de l’azote (Lee, 1985).

3.4.2.2 Effets sur le biote du sol

Butler et Addison (2000) présentent égalementdes données sur les effets du chlorure de sodiumsur les organismes du sol, une substance àlaquelle les bactéries du sol peuvent être trèssensibles. Hattori et Hattori (1980) ont étudié lacroissance de 40 bactéries isolées de divers solsoligotrophes du Japon. La croissance de deux des40 bactéries a été modérément inhibée à uneconcentration de 0,15 de chlorure de sodium/L(ce qui correspond à environ 60 mg de sodium/Let 90 mg de chlorure/L). La croissance d’unebactérie a été fortement inhibée par 1 g dechlorure de sodium/L (environ 400 mg desodium/L et 600 mg de chlorure/L), alors que17 ont été fortement inhibées par 5 g de chlorurede sodium/L (environ 2 000 mg de sodium/L et3 000 mg de chlorure/L). Enfin, la croissance de11 bactéries sur 40 a été fortement inhibée par10 g de chlorure de sodium/L, alors que les 9autres ont été modérément inhibées à 10 g/L. Deleur côté, McCormick et Wolf (1980) ont observéune réduction sensible de la nitrification du solen présence de 0,25 g de chlorure de sodium/kg(soit environ 100 mg de sodium/kg et 150 mgde chlorure/kg) ou plus, et il y a eu inhibitioncomplète de la nitrification à 10 g de chlorure desodium/kg. Certains rhizobiums – ces bactériesdu sol qui forment des nodosités fixatrices d’azoteavec les légumineuses (incluant des culturesimportantes comme le soja, le pois et le trèfle) –ont tendance à être sensibles au sel. La durée degénération des souches Bradyrhizobia japonicumsensibles au sel a augmenté après une expositionà 2,6 g de chlorure de sodium/L, alors quepeu d’effets ont été observés chez des variantsinsensibles au sel (Upchurch et Elkan, 1977).Les vers de terre peuvent eux aussi être assezsensibles au sel; les vers de l’espèce Eiseniafetida sont morts en moins de deux semaines,après avoir été exposés à ≥5 g de chlorure desodium/kg (Kaplan et al., 1980). McCormicket Wolfe (1980) rapportent une chute assezbrusque du dégagement de dioxyde de carbonedans un loam sableux traité pendant 14 semainesau chlorure de sodium à raison de 10 g/kg(environ 4 000 mg de sodium/L et 6 000 mg de


chlorure/kg). Aucune quantité décelable dedioxyde de carbone n’a été libérée d’un solayant reçu 100 g de chlorure de sodium/kg.

3.4.2.3 Exposition des organismes du sol auxsels de voirie

Cain et al. (2001) présentent lesconcentrations de sodium et de chlorure dans lesol. La concentration de chlorure la plus élevéedans le sol (1 050 mg/kg) a été mesurée dansun échantillon prélevé dans le terre-pleincentral d’une autoroute, alors que la plus forteconcentration de sodium (890 mg/L) a étémesurée dans un échantillon prélevé à 10 md’une autoroute, toutes deux mesurées dans uneétude faite le long d’une autoroute à quatrevoies de l’Ontario (Hofstra et Smith, 1984).Les concentrations de chlorure et de sodium ontdiminué rapidement à mesure qu’a augmenté ladistance par rapport à la route. À tous les sitescanadiens rapportés, des concentrations de sodiuminférieures à 100 mg/kg ont été observées àenviron 20 m et plus, alors que les concentrationsde chlorure étaient inférieures à 300 mg/kg à unedistance supérieure à 30 m environ de la route.

Enfin, des concentrations de sodium etde chlorure atteignant respectivement13 100 mg/kg et 14 500 mg/kg ont été mesuréesdans le sol d’entrepôts de sels (section 2.4.4.2).

3.4.2.4 Évaluation environnementale

Des concentrations de chlorure de sodium aussifaibles que 150 mg/L (ce qui correspond environà 60 mg de sodium/L et 90 mg de chlorure/L)peuvent inhiber modérément la croissance desbactéries sensibles dans le sol. Par ailleurs, lanitrification du sol peut être sensiblement réduiteà une concentration de chlorure de sodium de250 mg/kg (environ 100 mg de sodium/kg et150 mg de chlorure/kg). Or des concentrations desodium dans le sol supérieures à 60 mg/kg ont étéobservées à moins de 30 m environ des routes duCanada. On a aussi rapporté des concentrations dechlorure dans le sol supérieures à 200 mg/kg àmoins de 200 m environ de routes du Canada.

Enfin, des concentrations suffisammentélevées pour nuire aux microorganismes et autresorganismes du sol ont été mesurées dans le sold’entrepôts de sels.

3.4.2.5 Conclusions

Les concentrations de sodium et de chlorure dansle sol, aux abords des routes du Canada et dansles entrepôts de sels, sont suffisamment élevéespour nuire aux organismes sensibles du sol.Il est cependant très difficile de déterminer à quelpoint ces effets peuvent nuire aux fonctions del’écosystème édaphique. Il est possible que lesmicro-organismes aient une très grande capacitéde s'adapter à l’augmentation de la salinité ou dese rétablir à partir des zones non perturbées. Parcontre, le pouvoir de dispersion de la faune dusol, comme les vers de terre, est faible car laplupart des espèces sont adaptées à l’humiditérelativement élevée du sol. Cependant, lorsqueles zones perturbées sont assez petites et qu’ellesse limitent par exemple aux bandes de terrequi longent les routes, le rétablissement despopulations d'organismes du sol peut se faireassez rapidement, si les conditions saléesdéfavorables sont éliminées.

3.5 Végétation terrestre

L’information présentée dans cette section esttirée de Cain et al. (2001).

Les concentrations élevées de sodium etde chlorure dans le substrat ou le sol influent surles végétaux de diverses façons, notamment en :

• inhibant l’absorption d’eau et d’élémentsnutritifs par les végétaux sous l’effet desdéséquilibres osmotiques, ce qui entraîneune diminution de la croissance des pousseset des racines et la manifestation desymptômes apparentés à ceux d’unesécheresse;

• causant un déséquilibre nutritif chez certainesespèces, par la perturbation de l’assimilationd’autres éléments nutritifs;


• inhibant la croissance à long terme et, à deplus fortes concentrations, en ayant des effetstoxiques directs sur les cellules des végétaux,ces effets se manifestant par des symptômesde brûlure des feuilles et la mort des tissus, et

• causant la détérioration de la structure du sol.

Une salinité excessive du sol détériorela structure du sol, sous l’effet de l’encroûtementet du colmatage des pores du sol parl’emprisonnement des particules d’argileet de limon dispersées (Morin et al., 2000).L’encroûtement du sol réduit à son tour la levéedes pousses à partir des semences en subsurface,de même que la pénétration des racines dessemences en surface et subsurface, réduisant dece fait l’implantation des végétaux. Le colmatagedes pores du sol réduit a) l’espace disponibledans le sol pour la rétention d’air et d’eau et b)la pénétration et la perméation de l’air et del’eau. La diminution de l’aération du sol estpréoccupante, car l’apport réduit d’oxygènequi en résulte nuit à la croissance des racines.

La hausse de la concentration dechlorure dans le sol, aux abords des routes, aégalement pour effet d’accroître la disponibilitédes métaux lourds, car le chlorure forme descomplexes avec les métaux lourds, ce qui rendbon nombre de ces métaux plus hydrosolubles etdonc plus facilement assimilables par les racinesdes plantes. Il s’ensuit une absorption accrue demétaux par les végétaux qui peut avoir des effetstoxiques, selon le type et la quantité de métauxprésents dans le sol. Smolders et McLaughlin(1996) notent ainsi un accroissement de lamobilisation du cadmium dans le sol sous l’effetdu chlorure, ainsi qu’une absorption accrue de cemétal par les plantes.

Des études en laboratoire et des étudesexpérimentales sur le terrain (non réalisées auxabords des routes) ont démontré que l’applicationde chlorures de sodium et de calcium (dans le solou par pulvérisations) avait causé de gravesdommages aux plantes et ces études ont cherchéà caractériser les symptômes observés (Hall et al.,

1972; Cordukes et Maclean, 1973; Dirr, 1975,1978; Hofstra et Lumis, 1975; Paul et al., 1984;Headley et Bassuk, 1991; Dkhili et Anderson,1992; Harrington et Meikle, 1994).

Parmi les symptômes observés aprèsune exposition à des taux élevés de sodium etde chlorure dans le sol, mentionnons le déclingénéral de la plante, une réduction de la tailledes feuilles et de la croissance de la plante, unechlorose des feuilles, la brûlure des feuilles etla mort des tissus. La germination des semencespeut aussi être réduite ou retardée.

Le long des routes, les dommagescausés aux plantes ligneuses exposées auxpulvérisations de sels résultent de la sécheresseou du dessèchement des tissus et sont liésà la pénétration d’ions sodium et chlorurephytotoxiques dans les tissus des tiges, desbourgeons et des feuilles (Barrick et Davidson1980; Chong et Lumis, 1990). La mort destiges et la mort des bourgeons à feuilles etdes bourgeons floraux, habituellement sur lespousses de la première année, sont les principauxsymptômes qui se manifestent chez les plantesligneuses à feuilles caduques. Les bourgeonsfloraux sont plus sensibles aux sels que lesbourgeons à feuilles. Chez les conifères, onobserve une perte prématurée des feuilles et unbrunissement des aiguilles.

C’est habituellement au printemps queles taux de sels dans le sol ou les tissus végétauxsont les plus élevés, puis ils diminuent sousl’effet des précipitations (lessivage du sol) oude la croissance des végétaux. Certains espècespeuvent même se rétablir ou repousser, aprèsun traumatisme subi tôt au début de la saisonde croissance. Cependant, pour bon nombre deplantes herbacées, la germination ou la repoussese fait à partir de propagules dormants auprintemps, lorsque la photopériode, la températureet l’humidité atteignent des niveaux précis.Donc, si la présence de fortes concentrationsde sels à un endroit cause la destruction d’unebanque de semences ou de propagules, il est


possible que l’espèce touchée ne repoussepas et il en résultera des changements dans laphytocénose.

Dans le cas des espèces ligneuses, mêmesi les lésions sont souvent pires au printemps etque certaines espèces se rétablissent plus tarddurant la saison de croissance, des traumatismesqui se répètent d’année en année réduisent lavigueur et la croissance des végétaux. Et, si lesconcentrations dans le sol ou les tissus sontsuffisamment élevées, il peut y avoir destructiontotale de la plante ou un dépérissement marquéqui entraînera l’affaiblissement de la plante et samort après un certain nombre d’années (Sucoff,1975; Lumis et al., 1976). Les plantes ligneusesaffaiblies par une exposition répétée aux sels devoirie deviennent en outre plus sensibles auxmaladies, aux insectes ou aux stress abiotiquescomme la destruction par l’hiver (Sucoff et Hong,1976) ou la sécheresse.

En ce qui a trait aux espèces ligneusesqui fleurissent au printemps, les bourgeonsfloraux détruits par le sel ne seront pas remplacésplus tard durant la saison de croissance. Donc sices dommages se produisent année après année,il en résultera un impact négatif sur la capacitéde reproduction des espèces qui fleurissent à cettepériode.

Dirr (1978) propose de se baser sur leprofil des lésions observées chez les végétauxet sur les taux élevés de sels dans le sol ou lestissus pour confirmer que les dommages sont dusréellement aux sels de voirie. Voici les différentsprofils qui ont été associés aux sels de voirie(Lumis et al., 1973; Dirr, 1976) :

• manifestation de lésions selon un profillinéaire, le long des routes ou dans les régionsoù s’accumulent les eaux de ruissellementroutier;

• manifestation de lésions plus marquées ducôté de la plante faisant face à la route;

• diminution des lésions à mesure qu’augmentela distance par rapport à la route;

• aggravation des lésions sur le côté de la routequi est sous le vent;

• absence de symptômes sur les parties desplantes ligneuses protégées par la neige ouà l’abri des éclaboussures;

• absence de lésions, ou lésions moins graves,sur les parties des arbres qui se trouvent au-dessus de la zone exposée aux éclaboussures;

• présence de lésions dues aux éclaboussures desels de voirie, sur une faible distanceseulement dans la végétation dense;

• apparition des lésions sur les conifères à la finde l’hiver et maintien de ces lésions durant lasaison de croissance, et

• apparition des lésions sur les arbres à feuillescaduques au printemps, lorsque la croissancereprend, et maintien de ces lésions durant lasaison de croissance.

Pour plus d’informations sur les lésionscaractéristiques de l’exposition des végétaux auxsels de voirie, voir Cain et al. (2001).

De nombreuses compilations ont été faitessur les indices de sensibilité des plantes ligneuses,dans le cadre de diverses études expérimentaleset études par observation. Une recherchedocumentaire sur les indices des plantes ligneuses(espèces ornementales et forestières) révèle quede 29,6 à 50,8 % des plantes citées dans chaquerapport ont été jugées sensibles au sel, selon aumoins un critère (Sucoff, 1975; Dirr, 1976; Lumiset al., 1977; Thuet, 1977; Beckerson et al., 1980;Dobson, 1991).

Sur la base de leurs observations faitessur le terrain le long de routes de l’Ontario,Lumis et al. (1977) ont déterminé que 30 % des73 espèces végétales étaient sensibles aux sels devoirie, 7 % d’entre elles ayant manifesté de gravessymptômes susceptibles d’entraîner la mort de laplante. Un autre examen des indices de sensibilitédes plantes ornementales couramment utiliséesau Canada (Beckerson et al., 1980) a révélé que40 % des 89 espèces étaient sensibles aux sels devoirie.

Selon une étude sur les indices detolérance au sel de 32 cultivars ou variétésd’arbres fruitiers, de vignes ou d’arbustes, utiliséscomme plantes commerciales ou ornementales



TABLEAU 19 Liste d’espèces d’arbres et d’arbustes évalués en fonction de leur résistance aux sels de voirieaéroportés (d’après Lumis et al., 1983)

Type d’arbre/d’arbuste Indice de Type d’arbre/d’arbuste Indice desensi- sensi-bilité 1 bilité 1

Arbres à feuilles caduques Érable plane Acer platanoides 1Marronnier Aesculus hippocastanum 1Ailante Ailanthus altissima 1Février inerme Gleditsia triacanthos inermis 1Peuplier deltoïde Populus deltoides 1Robinier faux-acacia Robinia pseudoacacia 1Caryer ovale Carya ovata 2Olive de Russie Elaeagnus angustifolia 2Frêne blanc Fraxinus americana 2Peuplier à grandes dents Populus grandidentata 2Peuplier de Lombardie Populus nigra « Italica » 2Peuplier faux-tremble Populus tremuloides 2Cerisier Prunus virginiana 2Poirier Pyrus sp. 2Chêne rouge Quercus rubra 2Sorbier d’Europe Sorbus aucuparia 2Érable de Sibérie Acer ginnala 3Érable rouge Acer rubrum 3Érable argenté Acer saccharinum 3Érable à sucre Acer saccharum 3Bouleau à papier Betula papyrifera 3Bouleau gris Betula populifolia 3Catalpa remarquable Catalpa speciosa 3Coing Cydonia oblonga 3Frêne vert Fraxinus pennsylvanica lanceolata 3Noyer noir Juglans nigra 3Noyer commun Juglans regia 3Saule noir Salix nigra 3Tilleul d’Amérique Tilia americana 3Orme d’Amérique Ulmus americana 3Orme de Sibérie Ulmus pumila 3Érable négondo Acer negundo 4Amélanchier glabre Amelanchier laevis 4Aubépine Crataegus spp. 4Pommier Malus sp. 4Pommetier Malus spp. 4Mûrier Morus sp. 4Pêcher Prunus persica 4Saule pleureur doré Salix alba « Tristis » 4Hêtre à grandes feuilles Fagus grandifolia 5

1 Un indice de 1 indique l’absence de dépérissement terminal de la tige ou de brunissement des aiguilles chez les conifères et l’absence dedépérissement terminal, de formation de touffes et d’inhibition de la floraison chez les arbres et arbustes à feuilles caduques. À l’opposé,un indice de 5 indique un dépérissement terminal complet et un brunissement total des aiguilles des conifères, ainsi qu’un dépérissementterminal complet, des signes de formation antérieure de touffes et l’absence de floraison sur les arbres et arbustes à feuilles caduques.

Exposés à des conditions graves, les végétaux ayant un indice de 5 finiront par mourir. Les indices 2, 3 et 4 font référence respectivementà une intensification progressive légère, modérée et élevée des symptômes précités.

Arbustes à feuilles caduquesCaragan arborescent Caragana arborescens 1Argousier Hippophae rhamnoides 1Sumac vinaigrier Rhus typhina 1Fusain ailé Euonymus alatus 2Chèvrefeuille Lonicera spp. 2Lilas japonais commun Syringa amurensis japonica 2Lilas commun Syringa vulgaris 2Aulne rugueux Alnus rugosa 3Forsythie intermédiaire Forsythia x intermedia 3Troène Ligustrum spp. 3Seringa Philadelphus spp. 3Cognassier joli Chaenomeles speciosa 4Kolkwitzie aimable Kolkwitzia amabilis 4Spirée bumalda Spiraea x bumalda 4Viorne obier Viburnum opulus 4Cornouiller à racèmes Cornus racemosa 5Cornouiller stolonifère Cornus stolonifera 5

ConifèresÉpinette noire Picea pungens Englem. glauca 1Pin gris Pinus banksiana 1Pin de montagne Pinus mugo 1Pin noir d’Autriche Pinus nigra 1Génévrier de Virginie Juniperus virginiana 2Génévrier Juniperus spp. 2Épinette de Norvège Picea abies 3If Taxus spp. 3Épinette blanche Picea glauca 4Pin rouge Pinus resinosa 4Pin sylvestre Pinus sylvestris 4Thuya occidental Thuja occidentalis 4Pin blanc Pinus strobus 5Tsuga Tsuga canadensis 5

(Annexe 2 dans Cain et al., 2001), 65 % ont étéjugés sensibles aux sels de voirie sur la base d’aumoins un critère.

Selon Rowe (1972), il existe 15principaux genres d’arbres (plus de 25 espèces)dans les régions forestières du Canada, dont 11 ontété jugés sensibles aux sels de voirie (section 4.5,dans Cain et al., 2001). Lorsqu’on examine lesespèces natif, on constate que 19 des 27 espèces(73 %) ont été jugées sensibles aux sels de voirieselon au moins un critère par différents auteurs(Annexe 9 dans Cain et al., 2001).

Le tableau 19 présente une liste des arbreset arbustes en bordure des routes, en fonction deleur résistance aux sels de voirie véhiculés par leséclaboussures des voitures, d’après Lumis et al.(1983). Une liste des arbres forestiers indigènes,évalués en fonction de leur résistance aux sels devoirie aéroportés, est présentée au tableau 20.

Pour plus d’informations sur la sensibilitédes divers types de végétaux, voir Cain et al. (2001).

3.5.1 Évaluation environnementale prudente

Les valeurs-seuils de la CE25 et de la VCT ont étéestimées à partir de la documentation scientifiquepour le chlorure, le sodium et le chlorure desodium dans des milieux de croissance (sol, eaudu sol ou eau); dans le cas du chlorure de sodium,elles ont aussi été déterminées dans des solutionsfoliaires et, pour le chlorure et le sodium, dans lestissus des plantes (Cain et al., 2001). Les niveauxminimaux avec effet observé (NMEO) ont étédéterminés pour le chlorure et le chlorure desodium dans les milieux de croissance, de mêmeque les niveaux sans effet observé (NSEO) pour lechlorure de sodium.

3.5.1.1 Valeurs-seuils avec effet observé

Les tableaux 21, 22 et 23 présentent les valeurs-seuils, calculées à partir des donnéesexpérimentales ou d’études réalisées aux abordsdes routes (voir aussi la section 3.6 de Cain et al.,2001). Les espèces végétales présentées incluentdes espèces de terres humides (comme les joncs,la sphaigne, les scirpes, les quenouilles et les

lenticules), des espèces herbacées (comme lescarex, les graminées et les betteraves), des espècesde conifères (comme le pin et l’épinette) et desespèces à feuilles caduques comme l’érable, lepêcher et le prunier. Les valeurs-seuils dans lesmilieux de croissance (solution du sol appliquée)varient de 67,5 à 300 ppm pour le sodium, de 215à 1 500 ppm pour le chlorure et de 280 à66 600 ppm pour le chlorure de sodium (tableau21). Elles s’établissent entre < 280 et 17 800 ppmde sodium et à < 4 100 mg/L de chlorure dans lestissus de plantes herbacées, après une expositiondans une solution du sol ou une solution aqueuse(tableau 22) et varient de 200 à 16 100 ppm desodium et de 800 à 70 700 ppm de chloruredans les tissus de plantes ligneuses exposées parvoie aérienne. Enfin, elle est de 7 140 ppm dechlorure de sodium, après pulvérisation foliaire(tableau 23).

Pour l’évaluation prudente, on a utiliséles concentrations minimales déterminées parl’analyse des valeurs-seuils (section 3.6 dansCain et al., 2001) pour chaque type d’expositiondécrite précédemment, d’après les évaluationsexpérimentales ou l’échantillonnage fait au-delàde l’emprise des routes ou des autoroutes.

3.5.1.2 Valeurs estimées de l’exposition

Les VEE utilisées pour l’évaluation prudentesont les valeurs maximales extraites de ladocumentation portant sur les concentrationsenvironnementales de chlorure ou de sodium auCanada dans des milieux de culture (sol ou eau)d’après l’échantillonnage fait au-delà de l’empriseroutière, ou les valeurs les plus élevées tirées dela documentation traitant des concentrations dechlorure et de sodium mesurées dans la végétationpoussant en dehors de l’emprise routière auCanada.

La présente évaluation est basée surdes valeurs d’exposition de 240 ppm de chlorureet de 45 ppm de sodium dans le sol, lesquellesconcentrations ont été mesurées dans deséchantillons prélevés au-delà de l’emprise, à40 m de l’autoroute, dans le cadre d’une étuderéalisée le long d’une autoroute à quatre voies del’Ontario (Hofstra et Smith, 1984). La plus forte



TABLEAU 20 Liste des essences forestières indigènes, en fonction de leur résistance aux sels de voirieaéroportés

Nom scientifique Nom vernaculaire Sensibilité Référencesau sel 1

Fagus grandifolia hêtre à grandes feuilles S Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991Quercus rubra chêne rouge S-M Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991; Barker, 2000 Quercus velutina chêne noir S-M Barker, 2000Quercus palustris chêne palustre S-M Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991; Barker, 2000 Quercus alba chêne blanc S-M Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991; Barker, 2000 Quercus macrocarpa chêne à gros fruits S-M Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991 Carya ovata caryer ovale S-M Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991Abies balsamea sapin baumier S-MT Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991;

Barker, 2000Acer saccharum érable à sucre M-MT Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991 Acer rubrum érable rouge M-T Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991 Acer saccharinum érable argenté M-T Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991Acer negundo érable négondo M-T Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991 Salix nigra saule noir M-T Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991Betula papyrifera bouleau à papier S-T Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991; Barker, 2000 Pinus banksiana pin gris S-T Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991Populus tremuloides peuplier faux-tremble S-T Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991;

Barker, 2000Picea glauca épinette blanche S-T Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991 Salix sp. saule S-T Dobson, 1991Pinus ponderosa pin ponderosa S-T Sucoff, 1975; Dobson, 1991 Pseudotsuga menziesii Douglas taxifolié S-T Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991 Thuja plicata thuya géant S-T Dobson, 1991Juglans nigra noyer noir S-T Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991Pinus resinosa pin rouge S-T Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991Pinus strobus pin blanc S-T Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991; Barker, 2000 Tsuga canadensis tsuga T Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;

Dobson, 1991 Betula alleghaniensis bouleau jaune T Dobson, 1991; Barker, 2000

1 S – sensible, MS – modérément sensible, M – moyenne, MT – modérément tolérante, T – tolérante.

concentration de chlorure dans le sol le longd’une autoroute (1 050 ppm) a été mesurée dansun échantillon prélevé dans le terre-plein central,tandis que la concentration maximale de sodium(890 ppm) a été mesurée dans un échantillonprélevé à 10 m de l’autoroute, dans le cadre de lamême étude.

Aucune référence canadienne ne fait étatdes concentrations de chlorure de sodium dans lesol. Une valeur a donc été estimée à partir de laconcentration de chlorure mesurée dans le sol, à40 m de l’autoroute (240 ppm); cette valeur a étémultipliée par un facteur de 1,6485, ce qui donneune valeur de 396 ppm de chlorure de sodium.Une deuxième valeur pour le chlorure desodium dans le sol a été estimée à partir de laconcentration de sodium dans le sol mesurée à40 m de l’autoroute (45 ppm); cette concentrationa été multipliée par un facteur de 2,542, pourune valeur de 114 ppm. La moyenne de ces deuxvaleurs (255 ppm) a été utilisée comme estimationprudente.

La documentation qui indiquait lesconcentrations de chlorure ou de sodium dans les

tissus végétaux à certaines distances de routes oud'autoroutes, après exposition aux sels de voirieaéroportés, a été analysée pour calculer les VEEdes plantes au chlorure de sodium, par le biaisde l’exposition aérienne aux sels de voirie (voirla section 2.3 dans Cain et al., 2001). Troisdocuments ont été consultés pour évaluer lesconcentrations de chlorure et de sodium dans lestissus; ces données portent sur des échantillonsde tissus de végétaux prélevés à une distance de10 m à 200 m de la route ou de l’autoroute et sonttirées d’études faites en Ontario sur des espècesde pêchers et de pruniers (Prunus) et d’autresvégétaux non spécifiés.

Les concentrations tissulaires utiliséespour l’évaluation, soit 4 600 ppm de chlorureet 3 500 ppm de sodium, ont été mesurées dansdes pêchers (Prunus persica) cultivés à 40 md’une autoroute à quatre voies, en dehors del’emprise routière, dans le sud de l’Ontario(Northover, 1987). Par comparaison, la plusforte concentration tissulaire de chlorure a été de11 000 ppm, rapportée dans des végétaux nonprécisés poussant à 60 m d’une autoroute à quatrevoies de l’Ontario (Hofstra et Smith, 1984).


TABLEAU 21 Intervalle des valeurs-seuils estimées dans le sol et l’eau, pour divers types de végétaux(d’après Cain et al., 2001)

Voie d’exposition Forme Type de végétal Valeur-seuil type Intervalle (ppm)Sol Na Herbacé CE25 202-270Sol Na Ligneux CE25 67,5-300Assimilation par les racines Na Toutes les espèces CE25 67,5-300

Solution aqueuse Cl Terres humides NMEO 300-1 500Sol Cl Ligneux CE25 215-500Assimilation par les racines Cl Toutes les espèces CE25, NMEO 215-1 500

Sol NaCl Ligneux CE25 600-5 500Culture en solution NaCl Herbacé CE25 <2 500-10 000Culture en solution NaCl Terres humides NMSEO, NMEO 280-66 600Culture en solution NaCl Ligneux CE25, VCT 836-25 000Assimilation par les racines NaCl Toutes les espèces CE25, VCT, 280-66 600

NMSEO, NMEO

Northover (1987) rapporte également uneconcentration de chlorure de 9 000 ppm dans despêchers cultivés à 20 m d'une autoroute à quatrevoies du sud de l’Ontario. La plus forteconcentration de sodium dans les tissus a été de6 900 ppm, celle-ci ayant été mesurée dans lestissus de branches de pêchers poussant à 20 md'une autoroute à quatre voies du sud de l'Ontario(Northover, 1987).

3.5.1.3 Estimation des quotients

D’après l’information indiquée à la section3.5.1.2, on constate que les concentrations dechlorure et de sodium mesurées dans les sols etles tissus végétaux, au Canada, en dehors del’emprise routière, sont supérieures et, dans un cas, égales aux concentrations avec effetsobservés indiquées à la section 3.5.1.1 et àla section 3.6 dans Cain et al. (2001). Uneévaluation détaillée des effets des sels de voiriesur la végétation terrestre est donc justifiée.

3.5.2 Évaluation environnementale détaillée– Analyse basée sur les valeurs-seuils

La caractérisation du risque consiste à passer enrevue les concentrations de chlorure et de sodiumdans le sol ou les tissus qui provoquent des effetsbiologiques pertinents sur la végétation, puis àétablir un lien avec les concentrations déceléesdans l'environnement canadien. Les donnéesprésentées sont tirées principalement d’étudescanadiennes et incluent les valeurs-seuilsindiquées précédemment à la section 3.5.1.1,ainsi qu’à la section 3.6 de Cain et al. (2001).

3.5.2.1 Réaction à la présence de sodiumdans le sol

Les valeurs-seuils pour le chlorure de sodiumappliqué aux racines se situent entre 67,5 et300 ppm de sodium (tableau 21 qui précède etsection 3.6 dans Cain et al., 2001). Les végétauxles plus sensibles sont des jeunes plants de pinponderosa de deux ans (Pinus ponderosa) dont lavaleur-seuil a été établie à 67,5 ppm d’après les


TABLEAU 22 Intervalle des valeurs-seuils estimées dans les tissus de plantes herbacées, après uneexposition en solution du sol ou solution aqueuse (d’après Cain et al., 2001)

Voie d’exposition Forme Type de végétal Valeur-seuil Intervalle (ppm)Sol Na Herbacé CE25 < 280-17 800Sol Cl Herbacé CE25 < 4 100

TABLEAU 23 Intervalle des valeurs-seuils estimées dans les tissus de plantes ligneuses, après uneexposition atmosphérique (d’après Cain et al., 2001)

Voie d’exposition Forme Type de végétal Valeur-seuil Intervalle (ppm)Concentration dans Na Ligneux CE25 200-16 100

la végétationConcentration dans Cl Ligneux CE25, VCT 800-70 700

la végétationConcentration dans NaCl Ligneux VCT 7 140

les pulvérisations foliaires

lésions foliaires observées après l’applicationdans le sol d’une solution de chlorure de sodium;la mortalité s’est produite à une concentrationde 140 ppm de sodium (Bedunah et Trlica, 1979).Le taux de germination des semences degraminées et de fleurs sauvages à larges feuillesdes Prairies a été réduit d'environ 60 à 70 % etla croissance des racines, dans une proportionatteignant 73 %, lorsque ces végétaux ont étéexposés à un taux de 100 à 400 ppm de chlorurede sodium (environ 40 à 160 ppm de sodium)(Harrington et Meikle, 1994). Les valeurs-seuilsde la CE25 dans le sol, qui ont été estimées à partirde cette étude, se situent entre 202 et 270 ppm.

Une concentration de sodium supérieureà l’intervalle des valeurs-seuils estimées (67,5 à300 ppm) a été mesurée dans un certain nombred’échantillons de sol prélevés au Canada à unedistance d’environ 30 m ou moins des routes(figure 2.17 dans Cain et al., 2001). Uneconcentration de 890 ppm de sodium a ainsi étéobservée dans le sol, à 10 m d’une autorouteà quatre voies du sud de l’Ontario (Hofstra etSmith, 1984), et la même étude a révélé uneconcentration de 45 ppm de sodium à 40 m del’autoroute, en dehors de l’emprise.

3.5.2.2 Réaction à la présence de chloruredans le sol

L’intervalle des valeurs-seuils pour le chlorure desodium appliqué aux racines se situe entre 215 et1 500 ppm (tableau 21 qui précède et section 3.6dans Cain et al., 2001). Les végétaux les plussensibles sont des jeunes plants de pin ponderosade deux ans, la valeur-seuil étant de 215 ppm dechlorure d’après les lésions foliaires observéesaprès l’application dans le sol d’une solution dechlorure de sodium. La mortalité s’est produiteà une concentration de 350 ppm de chlorure(Bedunah et Trlica, 1979).

Le NMEO, associé à une réduction de lacroissance moyenne de la sphaigne (Sphagnumrecurvum), a été estimé à 300 ppm de chlorureen solution hydroponique (Wilcox, 1984).Wilcox et Andrus (1987) ont observé deseffets sur la reproduction (production réduite de

gamétophores) chez Spagnum fimbriatum exposéà 300 ppm de chlorure.

Dans un certain nombre d’échantillonsde sol prélevés au Canada, à une distance d’auplus 200 m des routes, la concentration dechlorure a dépassé le seuil minimal estimé (215à 500 ppm) (figure 2.16 dans Cain et al., 2001).Des concentrations de chlorure supérieures à500 ppm n’ont été observées qu’à proximité desroutes. Une concentration de chlorure de 240 ppma été décelée dans des échantillons de solrecueillis à 40 m d’une autoroute à quatre voies,au-delà de l’emprise, dans le sud de l’Ontario(Hofstra et Smith, 1984) et une concentration de1 200 ppm de chlorure a été rapportée dans le sol,derrière un entrepôt de sels situé près d’uneautoroute, dans le nord-ouest de l’Ontario(Racette et Griffin, 1989).

3.5.2.3 Réaction à la présence de chlorure desodium dans le sol

L’intervalle des valeurs-seuils pour le chlorure desodium appliqué aux racines varie de 280 à66 600 ppm (tableau 21 qui précède et section 3.6dans Cain et al., 2001). Les espèces les plussensibles sont deux espèces de terres humides,soit le carex trisperme (Carex trisperma) et lenémopanthe mucroné (Nemopanthus mucronata[mucronatus]) dont les limites de tolérance au selont été établies à 280 ppm d’après les gradients deconcentration du chlorure de sodium dans l’eau demarais (Wilcox, 1986a). La survie de l’épinette duColorado (Picea pungens) et la croissance du pinsylvestre (Pinus sylvestris) ont été réduites par desconcentrations de chlorure de sodium de 600 ppm(Werkhoven et al., 1966).

Schauffler (1993) a noté des effetssublétaux, une augmentation de la biomasse etun phénomène de tallage chez la linaigrettedense (Eriophorum vaginatum var. spissum) quiavait été exposée à une concentration de 400 ppmde chlorure de sodium en culture hydroponique,ainsi que des effets sur la reproduction(diminution de la production de fleurs), à uneconcentration de 1 600 ppm.


Aucune étude canadienne ne mentionnede concentrations de chlorure de sodium dansle sol; des valeurs ont donc été estimées à partirdes concentrations rapportées de sodium etde chlorure. On a ainsi estimé à 1 978 ppm laconcentration de chlorure de sodium dans lesol, en multipliant la concentration maximalede chlorure mesurée dans un sol adjacent à unentrepôt de sels (1 200 ppm) par un facteur de1,6485. Une deuxième valeur (2 262 ppm) a étéestimée en multipliant la concentration maximalede sodium mesurée dans le sol à 10 m del’autoroute, soit 890 ppm, par un facteur de 2,542.La moyenne de ces deux valeurs (2 120 ppm) estenviron 10 fois supérieure à la limite inférieurede l’intervalle des valeurs-seuils (280 ppm).

En utilisant la même méthode de calcul,on a estimé à 255 ppm la concentration dechlorure de sodium à l’extérieur de l’empriseroutière, à partir de concentrations de chlorure(240 ppm) et de sodium (40 ppm) mesurées à40 m d’une autoroute à quatre voies du sud del’Ontario (Hofstra et Smith, 1984). Cette valeurse situe près de la valeur-seuil (280 ppm).

3.5.2.4 Réaction au sodium et au chlorure pardispersion aérienne

Les valeurs-seuils, liées à l’exposition aérienneau chlorure de sodium, se situent entre 800et 70 700 ppm de chlorure et entre 200 et16 100 ppm de sodium (tableau 23 qui précèdeet section 3.6 de Cain et al., 2001). Les espècesles plus sensibles dans l’environnement canadiensont le pêcher et le prunier (Prunus domestica),les valeurs-seuils pour ces espèces s’établissantà 800 ppm de chlorure et 650 ppm de sodiumd’après le dépérissement terminal des branches(un effet sublétal) consécutif à une expositionatmosphérique (McLaughlin et Pearson, 1981).Pour bon nombre d’espèces de pin (Pinus spp.),les seuils de mortalité s’établissent à 13 000 ppmde chlorure et 8 000 ppm de sodium (Townsendet Kwolek, 1987). En ce qui a trait aux effets surla reproduction évalués en fonction du rendementen fruits (pêches), les valeurs-seuils sontrespectivement de 1 000 ppm et 1 700 ppm(Northover, 1987).

Des concentrations tissulaires supérieuresaux valeurs-seuils minimales (soit 800 ppm dechlorure et 650 ppm de sodium), estimées pourles espèces végétales sensibles (section 3.6.2 deCain et al., 2001), ont été observées à desdistances atteignant jusqu’à 120 m de l’autorouteenviron dans le cas du sodium et jusqu’à 200 mpour le chlorure. Des concentrations tissulairesde 4 600 ppm de chlorure et de 3 500 ppm desodium ont été mesurées dans des pêchers cultivésà une distance de 40 m, en dehors de l’emprised’une autoroute à quatre voies du sud de l’Ontario(Northover, 1987). Les plus fortes concentrationsobservées dans des plantes ligneuses poussant lelong d’une route ont été de 9 000 ppm de chlorureet de 6 900 ppm de sodium, ces concentrationsayant été mesurées dans les tissus de branches depêchers poussant à 20 m d’une autoroute à quatrevoies du sud de l’Ontario (Northover, 1987).

3.5.2.5 Évaluation environnementale détaillée –résumé de l’analyse basée sur lesvaleurs-seuils

Des taux élevés de sodium et de chlorure dans lesol ont été enregistrés jusqu’à 30 m d’autoroutesà quatre voies (Hofstra et Smith, 1984; Davis etal.,1992) et jusqu'à 15 m d’autoroutes à deuxvoies (Davis et al., 1992; Soilcon LaboratoriesLtd., 1995). Les concentrations pourraientdépasser les intervalles des valeurs-seuils établispour le sodium (67,5 à 300 ppm) et le chlorure(215 à 500 ppm) sur une distance d’environ 30 mdes autoroutes (figures 2.7 et 2.8 dans Cain et al.,2001) selon le type de route, les taux d’épandage,la topographie locale et le climat. On a aussiobservé un dépassement des valeurs-seuils à desendroits où il y avait eu accumulation d’eaux deruissellement salées (Racette et Griffin, 1989).

De même, on a rapporté de fortesconcentrations tissulaires de sodium et dechlorure dans des végétaux poussant en bordured’autoroutes du sud de l'Ontario. Ainsi, desconcentrations dépassant les valeurs-seuilsminimales estimées pour les espèces végétalessensibles (soit 650 ppm pour le sodium et800 ppm pour le chlorure – section 3.6.2 de Cainet al., 2001) ont été mesurées sur une distance


d’environ 120 m des autoroutes pour le sodiumet jusqu’à 200 m, dans le cas du chlorure.

3.5.3 Évaluation environnementale détaillée– analyse des lieux de référence

Nous présentons dans cette section une analysesur divers lieux de référence documentant leseffets sur la végétation imputables à l’épandagede sels de voirie. Un certain nombre d’étudescanadiennes ont évalué les concentrationsenvironnementales de sodium et de chlorure,ainsi que les effets sur les végétaux résultant del’épandage de sels de voirie ou du ruissellementprovenant d’entrepôts de sels servant à l’entretiendes autoroutes. Certaines études américainesapplicables au Canada sont aussi examinées. Lasection 4.4 de Cain et al. (2001) offre plus dedétails sur ces études.

3.5.3.1 Propagation d’espèces végétaleshalophiles

On a constaté la propagation d’espèces halophiles,caractéristiques des zones côtières et des maraissalés, le long de certaines routes de l’Ontario.Ainsi, Catling et McKay (1980) y ont observéla présence de 20 espèces de plantes halophiles,dont quatre signalées pour la première fois danscette province et quatre autres dont l’aire dedistribution s’était largement étendue. Les espècesmentionnées par Catling et McKay sont desespèces naturelles, et non des espèces qui avaientété plantées par les services d’entretien des routespour la stabilisation ou l’aménagement du terrain.Ces espèces se sont propagées naturellementle long des autoroutes, en réponse à l’épandagede sels de voirie et au déclin de la végétationnon adaptée. Les endroits étudiés avaient desconcentrations de sodium de l’ordre de 1 000 ppmet les conditions de croissance variaient demilieux aquatiques à humides ou à de milieuxpériodiquement humides à secs. Ces endroitsincluent des fossés, des terre-pleins centraux deroutes et d’autoroutes, des zones adjacentes àdes autoroutes exposées au ruissellement salé etdes zones adjacentes à des entrepôts de sels et

des lieux d’élimination de la neige, y comprisdes zones situées à l’intérieur et à l’extérieur desemprises routières aménagées ou vertes.

Parmi les espèces qui tolèrent des taux desodium dans le sol variant de 500 à 1 000 ppm etqui sont souvent qualifiées d’espèces halophiles,mentionnons la quenouille à feuilles étroites(Typha angustifolia), le roseau commun(Phragmites australis) et les espèces adventicestelles les espèces annuelles et vivaces de laiteron(Sonchus oleraceus, Sonchus arvensis, Sonchusuliginosus), la petite herbe à poux (Ambrosiaartemisiifolia), la carotte sauvage (Daucus carota)et le kochia à balais (Kochia scoparia).

Reznicek et al. (1976) rapportent quant àeux une augmentation de la distribution de Carexpraegracilis, une espèce de carex de l’ouest quitolère les alcalis, depuis l’année (1973) où cetteespèce a été observée pour la première fois enOntario. Cette plante a ainsi été observée à 28endroits le long des autoroutes de 14 comtés, engénéral à l’intérieur de l’emprise routière.D’autres rapports (Catling et MaKay, 1980) fontétat de la présence de cette espèce aux abords desroutes et dans le terre-plein central des autoroutes.

Des observations similaires de lapropagation d’espèces halophiles ont été faites auMichigan, un État dont le climat et la flore secomparent à ceux du sud de l’Ontario (Reznicek,1980).

3.5.3.2 Changements dans les communautésd’un marais perturbé par les sels devoirie

Le marais Pinhook, situé dans le nord-ouest del’Indiana, au sud-est de la ville de Michigan, a étéchoisi pour étudier les effets de la contaminationpar le sodium et le chlorure imputable auruissellement des sels de voirie (Wilcox, 1982,1986a,b). Cette étude prouve que des taux élevésde sels ont une incidence sur la phytocénose.Un grand nombre des espèces végétalesprédominantes dans ce marais sont des espèces


indigènes des terres humides, qui sont égalementprésentes au Canada. Cette région de l’Indianafait partie du bassin des Grands Lacs et de lamême zone climatique que certaines parties dusud de l’Ontario, la région de Montréal, lesprovinces de l’Atlantique et la Colombie-Britannique.

De 1963 à 1972, des sels de voirie ontété entreposés à découvert, sur une bergeadjacente au marais. Un dôme de protection aété placé sur le tas de sels en 1972 afin de limiterle ruissellement, et l’entreposage de sels à cetendroit a pris fin au milieu de 1981. Le maraisrecevait aussi les eaux de ruissellement provenantd’un tronçon d’un kilomètre d’une autoroute àquatre voies, où 11 300 kg/km de sels de voirieétaient épandus chaque année (5 650 kg parkilomètre de route à deux voies).

Dans la zone la plus perturbée, laconcentration moyenne a atteint jusqu’à 486 ppmde sodium et 1 215 ppm de chlorure dans les eauxinterstitielles du lit du marais. Une corrélation aété établie entre la distribution des concentrationsélevées de sodium et de chlorure dans le maraiset les zones où la végétation avait été perturbée.La concentration de sels dans la rhizosphère adiminué chaque année de 1979 à 1981.

De 1980 à 1983, des évaluations ontété faites de la végétation, dans les portionsperturbées et non perturbées du marais.La contamination par le sel a provoqué unemodification des espèces végétales dans les zonesperturbées, presque toutes les plantes endémiquesayant disparu des sections du marais exposées àde fortes concentrations de sels. Elles avaient étéremplacées par des espèces non spécifiques dumarais, principalement la quenouille à feuillesétroites.

Sous l’effet d’une diminution de 50 %des concentrations de sels durant les quatreannées de l’étude, bon nombre des espècesendémiques sont apparues de nouveau dans lemarais. De plus, certaines espèces qui avaientenvahi le marais au moment où les concentrations

de sels étaient élevées ont décliné alors qued’autres, comme la quenouille à feuilles étroiteset l’aronie à feuille de prunier (Pyrus floribunda),sont demeurées dominantes dans certaines autresparties perturbées. Cette étude montre que lescommunautés végétales des terres humidespeuvent se rétablir après l’élimination de la sourcede sels, bien que certaines espèces envahissantespuissent persister et entraîner ainsi deschangements permanents dans la compositionde la phytocénose.

3.5.3.3 Effets de la dispersion de sels provenantd’une autoroute à quatre voies surdes vergers de pêches et de prunesde Grimsby (Ontario)

Une étude a été faite dans un certain nombre devergers de pêches et de prunes situés le long dela Queen Elizabeth Way, une autoroute à quatrevoies de la région de Grimsby et Beamsville, enOntario (McLaughlin et Pearson, 1981), afin dedéterminer dans quelle mesure les effets de ladispersion de sels varient en fonction de ladistance. Ces plantations étaient situées sur desterrains privés, en dehors de l’emprise routière.On a étudié le dépérissement terminal des pêcherset des pruniers en avril 1980 et 1981 et lesconcentrations de chlorure et de sodium ont étémesurées dans des échantillons de branches.

Le contenu en chlorure et en sodium desbranches, maximal à proximité de l’autoroute, agénéralement diminué à mesure qu’on s’éloignaitde l’autoroute (figures 4.15 et 4.16 dans Cainet al., 2001). La concentration de sodium dans lestissus des branches était de 2 030 ppm à 45 m del’autoroute et la concentration de chlorure était de2 300 ppm, à 40 m de l’autoroute.

C’est dans les arbres situés les plus prèsde l’autoroute que le dépérissement terminal aété le plus marqué, ce phénomène diminuant àmesure qu’on s’éloignait de l’autoroute (figure4.17 dans Cain et al., 2001). Il convient toutefoisde noter que le degré de dépérissement a variéd’une année à l’autre et d’une espèce à l’autre;des dommages plus importants ont ainsi été


observés du côté sud de l’autoroute, en avril 1981,alors que le dépérissement terminal des pêchersa été de 288 mm à une distance de 22 m del’autoroute, diminuant à 97 mm, à 82 m del’autoroute. En avril 1980, le dépérissementterminal des pêchers du côté sud de l’autorouteest passé de 91 mm, à une distance de 36 mde l’autoroute, à 8 mm, à 82 m de l’autoroute.Une corrélation a été établie entre ledépérissement terminal et les concentrationsde sodium et de chlorure dans les tissus. Lesdonnées combinées sur les pêchers et les pruniersindiquent un accroissement du dépérissement avecl’augmentation des concentrations de sodium etde chlorure (évaluation des valeurs-seuils, Annexe8 dans Cain et al., 2001).

3.5.3.4 Effets de la dispersion de sels provenantd’une autoroute à quatre voies sur desvergers de pêches et de prunes situésprès de St. Catharines (Ontario)

Les effets de la dispersion de sels ont aussi étéétudiés sur des pêchers Loring durant l’hiver1973-1974 (Northover, 1987). Les arbres étaientsitués du côté sud d’une section est-ouest de laQueen Elizabeth Way, une autoroute à péage àquatre voies achalandée, près de St. Catharines(Ontario). Le verger était à la même élévation quel’autoroute, sur un terrain privé, à l’extérieur del’emprise routière.

La concentration de sodium et dechlorure dans les tissus des pousses a diminué àmesure qu’a augmenté la distance par rapport àl’autoroute. La teneur en chlorure dans les tissusdes branches de pêchers à 20 m de l’autorouteétait ainsi quatre fois supérieure à celle observéeà une distance de 120 m (9 000 ppm contre1 900 ppm de chlorure). La teneur en sodium étaitquant à elle plus de sept fois le taux mesuré à120 m de l’autoroute (6 900 ppm contre 900 ppmde sodium).

Le rendement fruitier a été réduit à desdistances de moins de 80 m de l’autoroute, lenombre de pêches par pousse augmentant àmesure qu’on s’éloignait de l’autoroute. À 20 m

de l’autoroute, 97 % des tiges de la cime étaientmortes, ce pourcentage diminuant à mesure qu’ons’éloignait de l’autoroute, pour atteindre 8 % à80 m de l’autoroute et se situer à un niveau defond (moins de 1 %), à 120 m de l’autoroute.Une corrélation positive a été observée entre lateneur en sodium et en chlorure des pousses et lepourcentage de bois mort dans la cime des arbres.

Les taux de sodium et de chlorure dansle sol n’étaient pas élevés dans ces vergers, ce quisignifie que la forte teneur dans les tissus et leseffets sur les plantes ont été causés principalementpar la dispersion atmosphérique de sels provenantde l’autoroute.

3.5.3.5 Effets de la dispersion de selsprovenant d’une autoroute à deuxvoies sur des bleuets, dans l’ouestde la Nouvelle-Écosse

Eaton et al. (sans date) ont évalué les effets dessels de voirie provenant d’une autoroute à deuxvoies de la région de Folly Mountain, à l’ouestde Truro, entre les hivers 1993 à 1995, sur despeuplements naturels, mais aménagés, de bleuetsnains situés sur des terrains adjacents. Durant leshivers 1993-1994 et 1994-1995, respectivement33 et 40 tonnes de chlorure de sodium parkilomètre d’autoroute ont été épandues danscette région.

À moins de 35 m de cette autoroute,le nombre de boutons à fleurs et le rendementfruitier ont été réduits, mais ils se rapprochaientdes niveaux de fond, à plus de 50 m del’autoroute. À moins de 10 m de l’autoroute, lenombre de boutons a été de 60 % à 90 % inférieurà celui observé dans des échantillons prélevésà 50 m de l’autoroute, alors que le rendementa été réduit d’au moins 50 %. En 1994, lerendement obtenu sous une structure de protectionfaite d’une pellicule pour pépinière a été de4 224 kg/ha de fruits frais, comparativementà moins de 2 000 kg/ha à 30 m et à moins de200 kg/ha, à 5 m de l’autoroute. En 1995, lerendement sous la structure de protection a étéde 8 092 kg/ha, comparativement à 3 000 kg/ha


à 35 m et à moins de 1 500 kg/ha, à 5 m del’autoroute.

En 1993-1994 et 1994-1995, les tauxde sels dans les tissus de tiges prélevés deplants sous la structure de protection ont étérespectivement de 0,53 g et de 0,3 g de chlorurede sodium pour 20 tiges, alors qu’ils ont atteintde 6 g à plus de 10 g, à 10 m de la route auprintemps 1994 et de 3 g à plus de 8 g, auprintemps 1995; des taux élevés dans lestissus ont été mesurés jusqu’à 45 ou 50 mde l’autoroute. Une corrélation négative a étéobservée entre la réduction du nombre de boutonset du rendement et la teneur élevée en sels dansles tiges de bleuets prélevées durant l’hiver et tôtau printemps.

3.5.3.6 Concentrations dans le sol et les plantesligneuses aux abords d’autoroutes dansl’intérieur de la Colombie-Britannique

Davis et al. (1992) ont étudié les causes dudépérissement et des lésions observés sur desarbres de 17 sites forestiers du centre-sud et del’est de la Colombie-Britannique, situés le longd’autoroutes à deux, trois et quatre voies.

À 15 de ces sites, il y avait épandage dechlorure de sodium sur les routes durant l’hiver,dans une proportion variant de 60 kg à 130 kgpar kilomètre de voie, selon les besoins. Dansles deux autres sites situés le long de routesde gravier, le chlorure de sodium n’était pasutilisé comme agent de déglaçage, mais du sablecontenant de 3 à 5 % de chlorure de sodium étaitépandu en hiver et, durant l’été, du chlorure demagnésium ou du chlorure de calcium était utilisépour le traitement antipoussière, d’abord à raisonde 2 L/m2 puis à un taux de 1,6 L/m2 au momentde l’étude.

Une évaluation détaillée sur le terraina été faite de ces 17 sites. Pour ce faire, troisparcelles d’échantillonnage ont été définies,dont deux parcelles où les arbres présentaientdes lésions de modérées à graves et une parcelletémoin, sans symptôme apparent. Une évaluation

détaillée a été faite des symptômes de dommagesà la végétation associés aux sels, ainsi que deslésions attribuables à d’autres facteurs notammentau stress abiotique, aux maladies, aux insectesou au bris. Des échantillons de sol et de végétauxont été analysés pour en déterminer la teneuren sodium et en chlorure et évaluer d’autresparamètres, et on a dressé un bilan détaillé dechaque site.

Dans 14 sites, les dommages subis par lesconifères ont été similaires, les lésions diminuantà mesure qu’on s’éloignait de la route. Cesdommages étaient en outre caractéristiques deslésions causées par les sels de voirie chez lesespèces ligneuses, incluant la pyrolyse, la chutedes feuilles, le dégarnissement des cimes ainsique la défoliation et le dépérissement terminalmarqués chez les arbres gravement atteints.Dans la plupart des cas, ces dommages se sontmanifestés à l’intérieur d’une bande étroitesituée à une distance de 5 à 15 m dans la pentede l’autoroute. Ailleurs, des dommages ontété observés à 2 m à peine de la route, dansun peuplement forestier situé près de la route.À un autre endroit où le peuplement recevait leseaux de ruissellement routier acheminées parun ponceau, des dommages ont été observés surune distance de 40 m. Dans un autre site, desdommages mineurs attribués à la dispersion desels provenant de la route ont été décelés à 50 mde l’autoroute. Dans bon nombre de ces endroits,les dommages se sont manifestés à l’intérieurde l’emprise routière car, dans cette province,l’emprise avec végétation s’étend habituellementsur une distance de 4,5 à 5 m en bordure desautoroutes à deux voies, mais peut atteindrejusqu’à 10 m sur certaines autoroutes. À d’autresendroits, les dommages se sont manifestés endehors de l’emprise routière, à plus de 5 à 10 mde l’autoroute.

Dans les parcelles témoins, lesconcentrations de chlorure dans le sol à uneprofondeur de 0 à 10 cm ont varié entre < 1 et12 ppm, alors qu’elles ont été de 0,9 à 230 ppmdans les parcelles qui avaient subi des dommages,dépassant 25 ppm à six sites. À deux endroits


longeant une autoroute à quatre voies, les tauxde chlorure dans le sol ont fluctué entre 3,0 et198 ppm.

En ce qui a trait au sodium, lesconcentrations dans le sol à une profondeur de0 à 10 cm ont été de < 1 à 8,5 ppm dans lesparcelles témoins, mais de 0,02 à 50,2 ppmdans les parcelles endommagées. À 13 sites,les concentrations dans une ou les deuxparcelles expérimentales ont été supérieuresaux concentrations dans la parcelle témoin et ellesont dépassé 17 ppm, à sept sites. Dans deux deces sites qui longeaient une autoroute à quatrevoies, la concentration de sodium a atteint jusqu’à43 ppm.

La teneur en chlorure des aiguillesprovenant de parcelles perturbées a été jusqu’à3,4 fois supérieure à la concentration mesuréedans les aiguilles de parcelles témoins, alorsque leur teneur en sodium a été jusqu’à 206 foissupérieure à celle des aiguilles des parcellestémoins.

Aux deux endroits où il n’y avait pasd’épandage de chlorure de sodium durant l’hiver,le taux de sodium dans les tissus a été faible;par contre, la concentration tissulaire de chloruredans les échantillons prélevés dans au moinsune des deux parcelles endommagées a été de2 à 2,4 fois supérieure au taux mesuré dans laparcelle témoin. À ces endroits, des lésions ontété observées sur des végétaux situés à moins de10 m de la route, à l’intérieur et à l’extérieur del’emprise. À un de ces endroits, la teneur enchlorure du sol a atteint 225 ppm, mais la teneuren sodium a été faible. Les lésions observées surles arbres à ces deux endroits ont été attribuées àl’épandage de chlorure de calcium ou de chlorurede magnésium dans le cadre des programmesd’entretien des routes en vue d’éliminer lapoussière durant l’été.

Cette étude montre que le chlorure desodium utilisé comme agent de déglaçage et lechlorure de calcium ou de magnésium utilisécomme abat-poussière durant l’été ont fortementcontribué aux lésions observées sur les arbres

en bordure de la route, ainsi qu’au dépérissementde la végétation dans 16 de ces sites. Cetteconclusion s’appuie sur les symptômes manifestéspar les végétaux, le profil des lésions observéeset les concentrations élevées de sodium et dechlorure mesurées dans le sol et la végétation.

3.5.3.7 Concentrations dans le sol et lefeuillage de plantes ligneuses lelong d’une route à deux voies de laColombie-Britannique

Soilcon Laboratories Ltd. (1995) ont étudiéles taux de sels dans le sol et dans les tissus devégétaux, en fonction des dommages observés lelong d’un tronçon de 2 km de Loon Lake Road,une route à deux voies au nord-ouest deKamloops (Colombie-Britannique). Le pinponderosa et le Douglas taxifolié (Pseudotsugamenziesii) sont les deux essences forestièresdominantes à cet endroit.

Le taux d’épandage de sel gemme étaitde 22, 88 ou 153 kg par kilomètre de route à deuxvoies, selon qu’il fallait procéder à un épandagefaible, modéré ou élevé. La charge totale de selsdurant l’hiver a été de 1 561 kg par kilomètre deroute à deux voies, dont 1 031 kg de sel gemme et530 kg de sable ayant une teneur en sels de 5 %.L’épandage de sels ou de sable s’est fait entre le15 novembre 1993 et le 23 février 1994.

Neuf sites ont été évalués à l’intérieurde ce tronçon de 2 km de Loon Lake Road, àdes endroits où les arbres manifestaient dessymptômes légers, moyens ou graves causéspar le sel. Les arbres présentant des lésions demodérées à graves étaient situés à une distance de3 à 8,4 m de la route, à l’intérieur et à l’extérieurde l’emprise, alors que ceux présentant peu dedommages se trouvaient à une distance de 10 à20 m de la route, en dehors de l’emprise.

Des échantillons de sol ont été prélevésaux neuf endroits, entre décembre 1993 etavril 1994, afin de déterminer les concentrationsde chlorure et de sodium et de les comparer auxvaleurs mesurées dans les échantillons témoinsprélevés en avril 1991. Dans les sites où les arbres


avaient subi des dommages de modérés à graves,la concentration de chlorure dans le sol à uneprofondeur de 0 à 10 cm a été de 31,3 ppm(intervalle : 4,1 à 84,5 ppm) en décembre, maiselle avait diminué à 5,12 ppm (intervalle : 1,6 à12,6 ppm), en avril. Dans les sites présentant peude dommages, la concentration de chloruredans le sol, à une profondeur de 0 à 10 cm, aété de 7,2 ppm (intervalle : 1,4 à 23,5 ppm) endécembre, mais de 2,9 ppm en avril (intervalle :1,3 à 4,5 ppm). La concentration de fond dechlorure était de 3,8 ppm (intervalle : 0,2 à7,5 ppm).

Dans les sites affichant des dommagesmodérés et graves, la concentration de sodiummesurée à une profondeur de 0 à 10 cm du sola été de 15,9 ppm (intervalle : 1,9 à 28,2 ppm)en décembre, mais est descendue à 9,1 ppm enavril (intervalle : 1,0 à 30,7 ppm). Dans les sitespeu touchés, la concentration de sodium à uneprofondeur de 0 à 10 cm a été de 4,7 ppm(intervalle : 5,6 à 11,7 ppm) en décembre et de1,2 ppm en avril (intervalle : 0,5 à 1,8 ppm). Laconcentration de fond de sodium était de 2,3 ppm(intervalle : 2,0 à 2,7 ppm).

Tant en décembre qu’en avril, lesconcentrations de chlorure et de sodium dans lesol ont été plus élevées aux endroits où les arbresavaient subi des dommages modérés ou gravesqu’à ceux affichant des dommages légers. Parailleurs, au moment de l’échantillonnage d’avril,les concentrations dans le sol avaient diminué àun niveau comparable aux concentrations de fond,probablement sous l’effet du lessivage par lesprécipitations, puisque le dernier épandage desels a été fait en février.

Durant la période d'échantillonnage dedécembre à avril, la concentration de chlorurea varié de 110 à 560 ppm dans le feuillage desarbres peu endommagés, de 110 à 3 180 ppmdans le feuillage des arbres ayant subi desdommages modérés et de 870 à 5 590 ppm dansle feuillage des arbres lourdement endommagés.

Durant la même période, lesconcentrations de sodium dans le feuillage ont

varié respectivement de 0,5 à 70 ppm, de 0,5 à190 ppm et de 30 à 920 ppm, selon que les arbresavaient subi des dommages légers, modérés ougraves.

3.5.3.8 Concentrations dans le feuillage deplantes ligneuses longeant uneautoroute à deux voies du Connecticut

Button et Peaslee (1966) rapportent lesconcentrations de chlorure et de sodiummesurées dans le feuillage d’érables à sucre(Acer saccharum) à maturité (environ 70 ans).Ces arbres poussaient à proximité (de 1 à 4 m) de laRoute 17 reliant Middletown et Durham, une route àdeux voies du Connecticut, sans doute à l’intérieurde l’emprise routière. Cette étude est pertinente pourle Canada, puisque l’érable à sucre est une essenceforestière indigène, qui est utilisée à la fois pour laproduction de sirop d'érable et comme essenceornementale. Cette étude illustre également le typede lésions résultant de l’exposition aux sels de voirievéhiculés par les eaux de ruissellement.

Bien que ces auteurs ne précisent pas lacharge de sels, ils indiquent que 63 000 tonnesde sel gemme et 2 250 tonnes de chlorure decalcium ont été épandues chaque année sur les7 180 km d’autoroutes du Connecticut, ce quiéquivaut à un épandage annuel 9 850 kg de selgemme et de 350 kg de chlorure de calcium parkilomètre.

Sur le côté ouest de l’autoroute, lesarbres étaient exposés directement aux eaux deruissellement routier. Sur le côté est, les eauxde ruissellement routier étaient détournées aumoyen d’une bordure qui avait été aménagéedurant l’été précédant l’étude. Sur le côté ouest,les concentrations de chlorure dans le feuillage,aux différentes périodes d’échantillonnage,ont varié en moyenne de 5 200 à 6 700 ppm,dépassant largement les concentrations mesuréesdu côté est (moyenne de 1 600 à 5 400 ppm).Par comparaison, les taux de chlorure dans desarbres témoins de la même essence et du mêmeâge, mais situés loin de la route, ont fluctuéentre 200 et 1 400 ppm. Dans le cas du sodium,les concentrations foliaires ont varié en moyenne


de 1 100 à 1 600 ppm sur le côté ouest,comparativement à un taux de non décelable à200 ppm sur le côté est et de 0 ppm dans lesarbres témoins.

Une corrélation a été établie entre lesconcentrations plus élevées de chlorure et desodium, mesurées dans le feuillage des arbressitués sur le côté ouest de l’autoroute etexposés aux eaux de ruissellement routier, et lessymptômes modérés à graves observés dans lesarbres du côté ouest. Du côté est, les symptômesont été légers, voire absents, et ils ont égalementété absents chez les arbres témoins.

3.5.3.9 Concentrations dans le sol et le feuillagede plantes ligneuses et herbacées, lelong de routes du Massachusetts

Des échantillons de sol et de végétaux ont étéprélevés à différentes distances, le long denombreuses autoroutes de l’intérieur (centre etouest) du Massachusetts, en juin 2000 (Barker,2000; Mills et Barker, 2001). Cette études’applique aux conditions canadiennes, car lamajeure partie des essences échantillonnées sontdes essences indigènes ou naturalisées du Canadaet que les taux d’épandage au Massachusetts, en1999, étaient comparables aux taux dans le centreet l’est du Canada. Les taux d’épandage auMassachusetts étaient en effet de 240 lb/millelinéaire (136 kg par kilomètre de route à deuxvoies), comparativement à des taux variant de 130à 170 kg par kilomètre de route à deux voies, enOntario.

Des échantillons de huit espèces ligneuseset d’un éventail d’espèces herbacées ont étéprélevés à une distance de 1,5 à 12 m dedifférentes autoroutes et leurs concentrationsde sodium ont été analysées. Des lésions ontété observées à une distance de 4 à 9 m desautoroutes et une corrélation a été établie entreces lésions et l’accroissement de la concentrationde sodium dans les tissus des végétaux demultiples essences de pins (Pinus spp.) et desumacs (Rhus sp.). Chez le pin, la concentrationfoliaire moyenne de sodium a été de 2 139 ppmdans un arbre endommagé, comparativement à

28 ppm dans un échantillon prélevé d’un lieuhors des abords de la route. Chez le sumac, laconcentration foliaire moyenne de sodium aété de 209 ppm dans le feuillage endommagé,comparativement à 177 ppm dans le feuillage ensanté. Dans un échantillon unique de peuplier(Populus sp.), aucune différence significative n’aété observée entre les concentrations de sodium,celle-ci étant de 310 ppm dans le feuillageendommagé, comparativement à 338 ppm dansle feuillage d’arbres en santé.

Les concentrations de sodium dans lefeuillage des végétaux sont demeurées élevéesà une distance de 3 à 7,6 m de la route, puis ontdiminué jusqu’à 12 m. À moins de 6,1 m de laroute, la concentration de sodium extractible dansle sol a atteint jusqu’à 154 ppm, mais n’était plusque de 26 ppm à 12 m. Quant au pH du sol, il estdemeuré élevé (au-dessus de 7) à moins de 3 mde la route, mais se situait à moins de 6,5 à plusde 6 m. Enfin, aucune tendance constante nese dégage en ce qui a trait à la conductivitéélectrique, celle-ci ayant varié de 0,12 dS/m(à 9,1 m) à 0,30 dS/m à une distance de 12 mde la route.

3.5.3.10 Concentrations dans le sol et lesplantes ligneuses, en aval d’uneautoroute à quatre voies de laColombie-Britannique

Une étude a été menée en 1989 dans le parcBoitanio, en Colombie-Britannique, afin dedéterminer les causes du dépérissement et de ladétérioration des arbres dans la section est duparc, située près de l’autoroute 97 (Van Barneveldet Louie, 1990). Le parc Boitanio est situé àWilliams Lake, au sud-ouest d’un tronçon àquatre voies de cette autoroute. Le sapin bleu deDouglas (Pseudotsuga menziesii var. glauca) y estl’essence dominante.

Le secteur préoccupant se trouvait près del’autoroute et descendait vers le sud-ouest, dansune pente de 5 à 15 %. Deux ponceaux aménagésle long de l’autoroute, et surplombant le parc,acheminaient l’eau à travers le parc. Chaque jour,quelque 12 000 véhicules empruntaient ce tronçon


de l’autoroute sur lequel il y avait épandage dechlorure de sodium à raison de 60 à 130 kg de selspar kilomètre de voie.

De graves lésions et un dépérissementrapide ont été rapportés au printemps 1989 sur lesarbres situés le long des canaux de drainage et del’autoroute. Des échantillons préliminaires de solayant révélé la présence de taux élevés de sodiumdans le sol, on a procédé à un échantillonnageexhaustif et à des analyses sur le terrain de lavégétation et du sol à l’intérieur du parc, enjuillet 1989. Les échantillons ont été prélevésselon une grille incomplète partant de l’autoroute,les postes d’échantillonnage étant situés tous les50 m le long de la grille. Une évaluation a été faitede la végétation, afin de déceler la présence desymptômes dus à des lésions, à des insectes ou àdes maladies. Le tissu des feuilles a étééchantillonné et analysé pour en déterminerla teneur en chlorure et en sodium. Enfin, deséchantillons de sol ont été prélevés dans descouches successives de 25 cm, jusqu’à uneprofondeur de 150 cm.

Les arbres ont été classés, selon qu’ilsavaient subi des dommages légers, modérés ougraves. Sur les arbres peu endommagés, le tauxde décoloration et de branches mortes avec despousses apicales en santé était inférieur à 10 %.Les arbres modérément endommagés présentaientun taux de décoloration et de défoliation de 10à 50 % et quelques branches mortes avec despousses apicales en santé. Quant aux arbreslourdement endommagés, ils étaient mortsou présentaient un taux de décoloration, dedéfoliation et de dépérissement de la cimesupérieur à 50 %.

Une association a été établie entre, d’unepart, le type de dommages observés et, d’autrepart, l’emplacement des arbres le long de la routeet le régime d’écoulement de l’eau acheminéeà travers le parc par les deux ponceaux. Lesdommages les plus graves ont été observés le longde ces voies de drainage.

Des concentrations élevées de sodium etde chlorure ont été mesurées dans le sol des sites

modérément et gravement endommagés, mais nondans les sites peu endommagés. La concentrationmoyenne de sodium dans le sol a ainsi été de108,7 ppm dans les sites présentant de gravesdommages, de 37,9 ppm aux sites modérémentendommagés et de 29,0 ppm dans les sites peuendommagés. Quant au chlorure, la concentrationmoyenne s’est établie respectivement à 52,1 ppm,50,0 ppm et 20,3 ppm, selon que les dommagesétaient graves, modérés ou faibles. Par ailleurs, laconcentration de sodium dans les sites lourdementendommagés était 3,7 fois supérieure à celleobservée dans les sites peu endommagés, alorsque la concentration de chlorure y était 2,6 foisplus élevée.

Des concentrations plus élevées desodium et de chlorure ont été mesurées dans lefeuillage des arbres ayant subi des dommagesgraves ou modérés que dans ceux légèrementatteints. De fait, la concentration moyenne desodium dans les aiguilles d’arbres de 0 à 3 ansa été de 113 ppm dans les sites gravementperturbés, de 54,8 ppm dans les sites modérémentperturbés et de 59,7 ppm dans les sites ayant subide légers dommages; dans les aiguilles des arbresde 4 à 6 ans, les concentrations de sodium sesont établies à 208 ppm, 72,7 ppm et 47,9 ppm,respectivement dans les sites lourdement,modérément et peu endommagés.

Quant au chlorure, la concentrationmoyenne dans les aiguilles d’arbres de 0 à 3 ansa été respectivement de 3 560 ppm, 2 630 ppm et572 ppm, dans les sites gravement, modérémentet légèrement atteints; dans les aiguilles d’arbresde 4 à 6 ans, ces concentrations se sont établiesrespectivement à 4 180 ppm, 2 667 ppm et1 060 ppm.

Il est possible que d’autres facteurs –comme une sécheresse récente, la présenced’autres contaminants dans les eauxde ruissellement, la présence d’insectes oul’élimination récente des broussailles – aientcontribué à aggraver le dépérissement des arbres.Il a toutefois été établi que ces autres facteursn’avaient pas été la principale cause dudépérissement des arbres dans le parc. Ce parc


évolue sous un climat sec, où les précipitationsannuelles entre mai et août totalisent 158 mm. Cesprécipitations peu abondantes, conjuguées à larécente sécheresse, auraient donc aggravé leproblème, en empêchant le lessivage des tauxélevés de sodium et de chlorure dans le sol parles précipitations.

Les symptômes des dommages sur lesDouglas taxifoliés à cet endroit concordent avecles dommages causés par le sel et sont corroboréspar la tendance voulant que les dommages plusgraves aient été observés sur les arbres situésen bordure de la route et le long des voiesde drainage dans le parc. À ces endroits, unecorrélation a été établie entre les concentrationsélevées de sodium et de chlorure dans le sol et lestissus et les symptômes les plus graves notés chezles arbres.

Kliejunas et al. (1989) font état desdommages causés par les eaux de ruissellementroutier traversant des peuplements forestiers.Ces auteurs ont noté un dépérissement terminaldes aiguilles des conifères, caractéristique del’absorption de sels à partir du sol, dans despeuplements forestiers situés entre 91 et 122 mde l’autoroute 89 à Emerald Bay et de l’autoroute80 à Donner Summit, dans la région de LakeTahoe au Nevada. Des concentrations élevées desodium et de chlorure (5 800 ppm de sodium et13 700 ppm de chlorure) ont été décelées dans lesaiguilles de sapins du Colorado (Abies concolor)et de pins de Jeffrey (Pinus jeffreyi) à DonnerSummit, à l’intérieur d’un canal de drainage situéà 76 m en aval de l’autoroute 80.

3.5.3.11 Concentrations dans le sol et le feuillaged’espèces ligneuses, à proximité d’unentrepôt de sels

Racette et Griffin (1989) ont étudié les causesdu dépérissement marqué des plantes ligneuses àproximité d’un entrepôt de sels de voirie, à l’est deKenora (Ontario). Les arbres poussant derrière lasablière et le dépôt de sels, de même que le longdu canal de drainage qui recevait les eaux deruissellement de l’autoroute et de l’entrepôt desels, ont manifesté de graves symptômes.

Une aire d’entreposage de sable et degravier située à proximité avait servi, au moinsune fois, au stockage de sable traité avec du sel.Dans cette zone, les pins gris (Pinus banksiana),les épinettes (Picea sp.), les sapins baumiers(Abies balsamea) et les peupliers (Populus sp.)étaient morts quelques années auparavant et lavégétation existante présentait des dommages,le long d’une voie de drainage traversant cettezone. Les graminées avaient été détruites et lespeupliers faux-tremble (Populus tremuloides)présentaient les symptômes d’une grave nécrosemarginale.

Les taux de sodium et de chloruredans les tissus des plantes ont été mesurés enseptembre 1988, dans les zones où desdommages étaient apparents. Des concentrationsde chlorure variant de 1 800 ppm (amélanchier,Amelanchier sp.) à 22 000 ppm (bouleau àpapier, Betula papyrifera) ont été mesurées dansle feuillage, alors que les concentrations desodium ont fluctué entre 10 ppm (épinette noire,Picea mariana) et 86 ppm (amélanchier). Lesconcentrations de fond de chlorure dans lefeuillage ont varié de moins de 20 ppm(amélanchier et bouleau à papier) à 1 900 ppm(peuplier faux-tremble) et celles de sodium, de7 ppm (épinette noire) à 19 ppm (amélanchier).

À ces endroits, on a aussi décelé defortes concentrations de sodium et de chloruredans les branches. De fait, les concentrations dechlorure ont varié de 900 ppm (peuplier faux-tremble) à 9 100 ppm (épinette noire), alors quela concentration de sodium a fluctué entre 9 ppm(peuplier faux-tremble) et 78 ppm (épinettenoire). À titre de comparaison, les concentrationsde fond de chlorure dans les branches ont variéde moins de 20 ppm (peuplier faux-tremble) à200 ppm (épinette noire) et celles de sodium, de7 ppm à 17 ppm (toutes deux mesurées dansl’épinette noire).

Des concentrations élevées de sodium etde chlorure dans le sol de surface ont aussi étéobservées à ces deux endroits, à une profondeurde 0 à 5 cm, mais non à un site témoin éloigné de


la zone. La concentration de chlorure dans le sol aainsi varié de 780 à 1 200 ppm et celle de sodium,de 370 à 680 ppm; les concentrations de fondétaient respectivement de 15 ppm et 91 ppm.

Durant l’hiver 1988-1989, des mesuresont été prises afin de réduire les pertes de sels àpartir du dépôt. Dès août 1989, l’étendue et lagravité des dommages causés à la végétationavaient diminué. Les concentrations de sodium etde chlorure dans le feuillage avaient elles aussidiminué, mais demeuraient toujours élevées parrapport au site témoin.

3.5.4 Modifications des taux d’épandageet dommages actuellement observésau Canada

Les études sur le terrain, qui ont été réalisées auCanada et dont il est question à la section 3.5.3,de même que les concentrations dansl’environnement mentionnées à la section 3.5.1,s’appuient sur des données sur les concentrationsde chlorure ou de sodium dans les végétaux ou lesol et sur les dommages causés aux végétaux,d’après un échantillonnage sur le terrain réaliséentre 1980 et 1995. Depuis les années 1980, lestaux d’épandage de chlorure de sodium ontdiminué de 20 à 30 % dans certaines provinces;en revanche, les charges annuelles totales n’ontpas diminué (Morin et Perchanok, 2000).

La quantité totale utilisée durant l’hiver(charge annuelle), ainsi que la quantité totaledéposée dans le sol ou par voie atmosphérique,constituent les valeurs critiques pour les végétaux(Hofstra et Lumis, 1975). La quantité totale desels épandus durant une saison sera plus élevéelorsque les épisodes de neige sont plus nombreux,que les précipitations de neige sont plusabondantes ou qu’il y a davantage d’épisodesde pluie verglaçante. Les végétaux sont égalementexposés à de plus grandes quantités de selsdispersés par voie atmosphérique au coursd’années où les quantités épandues sont plusabondantes, que davantage de tempêtes seproduisent au début ou à la fin de la saison etque les conditions de gel qui exigent l’épandage

de sels commencent plus tôt à l’automne et seprolongent plus tard au printemps.

Les données courantes obtenues dedeux municipalités de l’Ontario et de l’Albertaindiquent la variation des quantités totales desels épandus sur les routes durant l’hiver. Dans ledistrict nord de la région de Peel, en Ontario, lesquantités annuelles totales, par kilomètre de voie,ont augmenté de 22 % entre 1995 et 2000, passantde 22 à 27 tonnes (Zidar, 2000). Entre 1996-1997et 1998-1999, la Ville d’Edmonton a préconiséun salage « judicieux » et l’application des« meilleures pratiques des gestion », afin deréduire au minimum les effets des sels de voiriesur l’environnement. La ville a constaté que laquantité totale de sels de voirie utilisée durantcette période a varié de 11 000 tonnes de chlorurede sodium et 69 400 L de chlorure de calcium à21 300 tonnes de chlorure de sodium et 40 900 Lde chlorure de calcium, ce qui représente un écartde plus de 90 % pour le chlorure de sodium et de70 % pour le chlorure de calcium (Neehall, 2000).

D’autres facteurs entrent également encompte; ainsi, une plus grande quantité d’eaux deruissellement salées pénétrera dans le sol autourdes racines, lorsque les tempêtes se produisent audébut ou à la fin de la saison et que le sol n’estplus gelé, que lorsque le ruissellement s’écoule surun sol gelé (Headley et Bassuk, 1991). L’épandagede sels au printemps entraînera également le dépôtatmosphérique de sels sur les bourgeons desplantes ligneuses en formation et les jeunespousses de plantes succulentes, en plus d’exposerles jeunes plants en période de germination dans lesol. Lorsque le printemps est sec, il peut arriverque les dépôts de sels sur les tiges et les feuillesdes plantes ligneuses ne puissent être éliminés parles précipitations (Hofstra et al., 1979; Simini etLeone, 1986) et que les sels présents dans le sol nesoient pas éliminés autant que lorsque le temps estplus humide au printemps. Toutes ces variablessignifient que l’exposition des plantes aux sels,qu’il s’agisse de dépôts dans le sol ou de dépôtsatmosphériques, augmente ou diminue en fonctiondes conditions climatiques annuelles (Hofstraet al., 1979).


Au Canada, les végétaux en bordure desroutes présentent toujours des dommages dus auxsels, tant en régions rurales qu’urbaines. La Villed’Edmonton a constaté les effets négatifs causéspar l’épandage de sels de voirie sur les graminées,les arbustes et les arbres qui poussent le long desroutes, mais note qu’il y a peu de solutions derechange pour assurer des conditions de conduitesécuritaires durant l’hiver (Neehall, 2000). Bienque les employés de la ville pratiquent un salage« judicieux » et recourent aux meilleurespratiques de gestion afin de réduire au minimumles effets des sels de voirie sur l’environnement,ils constatent que la sécheresse contribue àaccroître les concentrations de chlorure dansle sol, car l’humidité du sol et le lessivage dessels solubles sont alors réduits. À Edmonton,la gravité des effets négatifs sur les arbres auxabords des routes varient d’une année à l’autre,ces effets étant plus graves en période desécheresse.

Durant la saison de croissance 2000, desdommages causés par le sel ont été observés surdes arbres dans des régions rurales de l’Ontario,notamment le long de la route County Road124 dans le comté de Dufferin (figure 3.4 dansCain et al., 2001 et discussion connexe) et del’autoroute 401. Dans la région de Peel (Ontario),les dommages causés par le sel ont été évalués surles arbres se trouvant en bordure de routes situéesdans la partie nord de la région et entretenues parla région de Peel et le ministère des Transportsde l’Ontario (Thompson, 2000; Zidar, 2000). Lesdommages ont semblé plus graves qu’à l’habitudeaprès l’hiver 1999-2000. Les dommages causéspar le sel ont été observés principalement surdes essences sensibles, comme le thuya (Thujaoccidentalis), le pin rouge (Pinus resinosa) et lepin sylvestre (Pinus sylvestris). Parmi les autresfacteurs ayant contribué à ces conditions,mentionnons la sécheresse durant les deux étésprécédents qui a exercé un stress sur les arbres,ainsi que l’hiver doux durant la saison 1999-2000qui pourrait avoir rendu la chaussée humide etpropice aux éclaboussures. Les dommages varientégalement en fonction de la densité de la forêt lelong des routes, de l’éloignement des arbres de la

route, du type de sol et de sa pente, ainsi que de lavitesse des véhicules sur la route et du volume dela circulation.

3.5.5 Estimation de la superficie à risque

La zone d’impact des sels de voirie sur lesvégétaux sensibles s’étend généralement sur unedistance de 80 m des autoroutes à voies multipleset jusqu’à 35 m des routes à deux voies. En sebasant sur les données sur la longueur du réseauroutier, il est possible d’estimer les régions duCanada où les sels de voirie pourraient avoir unimpact sur les végétaux sensibles. À partir desdonnées publiées par Transports Canada (2001),on a déterminé que la longueur des autoroutes auCanada, en 1995, équivalait à 16 571 kilomètresde route à deux voies. Ce chiffre peut être diviséen deux, pour obtenir la longueur linéaireapproximative des autoroutes. La superficie où lesvégétaux sensibles pourraient être atteints, sur unedistance de 80 m de la route, serait donc de132 568 ha. Toujours en 1995, la longueur desroutes asphaltées en régions urbaines et ruralesau Canada a été évaluée à 301 348 équivalents dekilomètres de route à deux voies, en présumantune longueur linéaire similaire. Le long de cesroutes, la superficie à l’intérieur de laquelle desdommages pourraient être causés aux végétaux àrisque, sur une distance de 35 m de la route, seraitde 2 109 436 ha.

À partir des données sur la longueurdu réseau routier au Canada pour 1995, onestime que les sels de voirie pourraient avoir uneincidence sur les végétaux sensibles, sur unesuperficie de 2 242 000 ha le long des routes dupays. Cependant, comme il n’y a pas épandage desels de voirie sur toutes ces routes et autoroutes,la superficie réelle serait nettement moindre.

3.5.6 Résumé de l’évaluation des risqueset conclusions

Le chlorure de sodium utilisé comme agent dedéglaçage peut avoir des effets nocifs sur lesvégétaux qui poussent le long des routes oudans les régions contaminées localement par le


ruissellement d’eaux à forte teneur en sels. Lesconcentrations élevées de chlorure et de sodiumdans le sol ou la dispersion atmosphérique de cessubstances entraînent une diminution marquéedu nombre de boutons à fleurs et du rendementfruitier des espèces sensibles ainsi que de gravesdommages au feuillage, aux pousses et auxracines, et une réduction de la croissance, de lagermination et de l’établissement des jeunesplants. Les plantes atteintes sont notamment desespèces indigènes de graminées, des espèces deterres humides comme la sphaigne et le carex,et des espèces ligneuses telles l'érable, le pin, leDouglas taxifolié, le cornouiller, le pêcher et leprunier.

Les effets graves peuvent entraîner lamort de la plante, alors que l’exposition répétée(chronique) des plantes vivaces à des tauxélevés de sels, année après année, provoque uneréduction de la croissance ainsi que la mort destissus des pousses et du feuillage. De plus, lestress répété réduit la vigueur des plantes et leurcapacité de se défendre contre les insectes, lesmaladies et le stress abiotique. Ces effets peuventaussi provoquer la disparition de végétaux àl’intérieur d’une même communauté et avoirdes répercussions sur d'autres organismes quidépendent des plantes pour leur alimentation oucomme abri.

Des changements dans la phytocénose,en réponse aux taux élevés de sels, ont étéobservés dans les zones exposées au ruissellementroutier et à la dispersion atmosphérique des selsde voirie. Les espèces halophiles, comme lesquenouilles et les roseaux communs, envahissentfacilement les zones perturbées par le sel, ce quimodifie l'incidence et la diversité des plantessensibles au sel. Il s’ensuit une modification dansla composition des communautés qui ne tolèrentpas le sel, à cause de la disparition des espècessensibles et leur remplacement par des espèceshalophiles.

La zone d’impact est généralementlinéaire et suit le tracé des routes et autoroutesou des autres zones où il y a épandage de chlorure

de sodium ou d’autres sels de chlorure, commepour le déglaçage ou le traitement antipoussière.Des dommages surviennent également le longdes voies de drainage qui transportent les eaux deruissellement salées provenant des routes et desinstallations de manutention des sels de voirie.Il y a dispersion atmosphérique de sodium et dechlorure le long des routes durant la périoded’épandage hivernal; cet effet, qui perturbesurtout les espèces ligneuses, s’exerce jusqu’à80 m environ des autoroutes à voies multipleset jusqu’à 35 m des autoroutes à deux voies surlesquelles il y a épandage de sels. L’étendue etla distance de la dispersion sont fonction de lacharge de sels, du volume de la circulation et desa vitesse, de la topographie locale et des ventsdominants.

Les effets des sels de voirie sur lesessences forestières aux abords des routes ontété étudiés dans le centre et le sud de laColombie-Britannique. Ces études ont révélé quela zone d’impact s’étend sur une distance de 10 à15 m d’une autoroute à deux voies mais a atteint50 m, le long d’une autoroute à quatre voies decette province. Au Canada, les régions de grandedensité forestière, qui reçoivent des chargesmodérées à élevées de sels (selon les chargesannuelles par district d’entretien), incluent l'île deVancouver, le sud-ouest et le centre de l'Alberta,le centre et certaines parties du sud de l'Ontario,le sud et le centre du Québec ainsi que certainesrégions du Nouveau-Brunswick et de la Nouvelle-Écosse. On a jugé que 53 % des essencesforestières primaires du Canada sont sensibles auxsels de voirie.

Dans le cas des cultures fruitières, onnote des dommages importants et une diminutionmarquée de la production de fruits, à l’intérieurd’une zone qui s’étend de 50 à 80 m d’uneautoroute à quatre voies du sud de l'Ontario etjusqu’à 35 m environ d’une autoroute à deuxvoies de la Nouvelle-Écosse. Par ailleurs, 65 %des 32 cultivars ou variétés d’arbres fruitiers, devignes ou d’arbustes ont été jugés sensibles ausel. La sensibilité de ces espèces donne uneindication de la sensibilité des cultures fruitières


indigènes qui forment la phytocénose, le longdes routes.

Les effets graves et la mortalité observéssur les essences ornementales et les cultures depépinières sensibles sont dus aux taux élevés desels de voirie dans le sol ou aux sels disperséspar les éclaboussures. De 30 à 40 % des essencesornementales courantes utilisées en Ontario etdans l’ensemble du Canada sont sensibles aux selsde voirie.

3.6 Faune terrestre

Les effets, tant positifs que négatifs, del’aménagement d’un réseau routier sur la faunevertébrée ont fait l’objet de nombreuses étudesscientifiques (p. ex., Bennett, 1991) et ces aspectsne seront pas examinés ici. Des effets spécifiquesliés à l’usage des sels de voirie pourraientégalement résulter de la diminution du couvertvégétal ou des changements dans la phytocénosedécrits à la section 3.5. Dans certaines conditions,notamment lorsque l’habitat est limité,l’accotement des routes devient une zoneprécieuse qui sert à la fois d’habitat dereproduction pour la faune et de corridor entredes habitats mieux appropriés (p. ex., Oetting etCassell, 1971; Drake et Kirchner, 1987; Bennett,1991; Camp et Best, 1993a,b). Plusieursadministrations ont mis en oeuvre des initiativesen vue d’améliorer la gestion des zones en bordurede route et d’accroître ainsi la valeur de cethabitat. Les sels de voirie peuvent nuire à cesefforts de gestion. Les effets des sels de voirie surdes espèces ayant un stade de vie aquatique,comme les grenouilles et d’autres amphibiens, ontété examinés à la section 3.3. La présente sectiontraite des effets toxicologiques directs des sels devoirie sur la faune terrestre, en l’occurrence lesoiseaux et les mammifères.

3.6.1 Caractérisation de l’exposition

Le sodium est une composante essentielle desprocessus physiologiques chez tous les vertébrésqui devient toutefois toxique lorsqu’absorbé en

trop grandes quantités. Normalement, le surplusde sodium est éliminé par une augmentation dutaux de filtration glomérulaire et une réductiondu pourcentage de sodium réabsorbé par lesreins. Les oiseaux terrestres, surtout les espècesherbivores et granivores, sont plus susceptibles desouffrir d’une carence en sel, mais disposent depeu de mécanismes pour faire face à un excès desodium. Tout animal qui cherche à satisfaire à sa« faim de sel » comble habituellement son déficiten le dépassant de beaucoup et cet excédentpersiste pendant un certain temps (Schulkin,1991). La surconsommation de sel est à son tourrégulée par un mécanisme de rétroaction : la soif.L’absence d’une source d’eau augmente doncla toxicité du sel ingéré (voir la section 3.6.2.1).La faune qui souffre d’une carence en sel peutfranchir de grandes distances pour trouver du selet ainsi se retrouver sur les routes sur lesquellesil y a eu épandage (Schulkin, 1991). Une despréoccupations examinées dans le cadre de laprésente évaluation tient à l’attrait qu’exercent lesroutes salées, les espèces sauvages très mobilesétant capables de parcourir de grandes distancespour y parvenir.

3.6.1.1 Mammifères

L’interaction la plus apparente entre les sels devoirie et la faune sauvage vient sans doute desgrands ongulés, comme l’orignal (Alces alces),le cerf mulet (Odocoileus hemionus), le cerfde Virginie (Odocoileus virginianus), le wapiti(Cervus canadensis) et le mouflon d'Amérique(Ovis canadensis). Bien que d’autres facteurspuissent attirer les mammifères sur les routes,l’épandage de sels de voirie a souvent étélargement mis en cause dans les collisions avecdes voitures. En Ontario, par exemple, lapériode où survient le plus de collisions entredes orignaux et des voitures correspond à lapériode où les besoins en sodium des animauxsont les plus grands, et non à la période où lacirculation automobile est la plus abondante(Fraser et Thomas, 1982). Par ailleurs, la plupartdes orignaux sont aperçus là où se trouvent desmares de sels ou très près de ces lieux et c’estlà que surviennent la moitié environ des collisions


entre des orignaux et des voitures (Fraser etThomas, 1982). Selon un rapport technique publiépar le ministère des Transports de l’Ontario, lescerfs et les orignaux qui boivent de l’eau salée onttendance à perdre leur crainte des humains et desvéhicules et sont enclins à foncer, parfois mêmedevant un véhicule, plutôt que de s’en éloignercomme ils le feraient normalement (Jones et al.,1986). Selon une autre étude, celle-ci menéeau Québec, la présence des orignaux dans lesétangs aux abords des routes augmententproportionnellement aux taux de sodium et decalcium de ces eaux et le nombre de collisionsest plus élevé à proximité des étangs plusfréquentés par ces animaux (Grenier, 1973).Dans l’ensemble, deux fois plus d’orignaux sonttués par kilomètre de route, lorsqu’il y une mareque lorsqu’il n’y en a pas. Miller et Litvaitis(1992) ont constaté que des orignaux porteurs d’uncollier émetteur, dans le nord du New Hampshire,avaient élargi leur domaine vital pour y inclure desmares fortement contaminées par le sel, qui setrouvaient près de la route. De même, l’attrait dessels de voirie a été reconnu comme une desprincipales causes du décès de mouflonsd’Amérique et une cause mineure de la mortde wapitis dans la parc national Jasper (Bradford,1988). À notre connaissance, aucune étudeofficielle n’a porté sur la contribution des selsde voirie dans la mortalité d’autres espècesfauniques, comme les petits mammifères souventtués par les véhicules automobiles, bien qu’unautre rapport du ministère des Transports del’Ontario indique que la marmotte commune(Marmota monax), le lièvre d’Amérique (Lepusamericanus) et le porc-épic (Erethizon dorsatum)sont souvent aperçus en train de se nourrir desels de voirie (Hubbs et Boonstra, 1995).Trainer et Karstad (1960) rapportent un casd’intoxication par les sels de voirie chez le lapinà queue blanche (Sylvilagus floridanus).

3.6.1.2 Oiseaux

On a relevé douze rapports publiés établissantun lien entre les sels de voirie et des oiseaux morts(Brownlee et al., 2000). Deux incidentsont officiellement été diagnostiqués comme desintoxications par le sel (Trainer et Karstad, 1960;

Martineau et Lair, 1995) et des comportementsanormaux, évocateurs d’une toxicose, ont étéobservés dans plusieurs autres cas. Dans la plupartdes cas, le chlorure de sodium est la substance àlaquelle les oiseaux ont été exposés bien que, dansun cas, c’est du chlorure de calcium qui avait étéépandu sur la route (Meade, 1942). Ces oiseauxmorts ont été observés à plusieurs endroits àl’intérieur de la ceinture de neige canado-américaine, entre 1942 et 1999. Un autre rapportprovient d’Allemagne et au moins deux desincidents signalés portent sur la mort de plus d’unmillier d’oiseaux chacun. Compte tenu de ladifficulté de retrouver les carcasses d’oiseaux(Mineau et Collins, 1988), en raison du nombreélevé de charognards aux endroits où des oiseauxsont fréquemment tués le long des routes(Benkman, 1998; Woods, 1998) et du peu derapports sur la mortalité de la faune en général,le nombre de rapports sur les morts d’oiseauxassociées à l’épandage de sels de voirie estsignificatif et suggère que ces décès sontsans doute plus répandus et plus fréquents quene l’indiquent les cas documentés. Le fait qued’autres biologistes et chercheurs contactés ontdit être au courant de ces morts d’oiseaux sur lesroutes salées vient appuyer cette hypothèse, mêmesi ces observations n’ont pas été publiées. À unendroit (parc Mount Revelstoke), la mortalité dutarin des aulnes et d’autres roselins (voir plus bas)a été observée assez souvent au cours des 25dernières années pour que les habitants de larégion les surnomment « oiseaux de radiateur »,faisant ainsi référence à la tendance qu’ont cesoiseaux d’être frappés par l’avant des véhiculesen mouvement (Woods, 1998). Ces mortssurviennent souvent dans les courbes desautoroutes ou aux endroits où la chaussée présentede nombreuses fissures et crevasses propices àl’accumulation de sels, bien qu’elles puissent seproduire n’importe où il y eu épandage de sableet de sels. Selon Baker (1965), les habitantsd’une localité du Maine considèrent ce massacred’oiseaux comme un phénomène quotidiennaturel. Un autre chercheur rapporte avoir vu descentaines de becs-croisés des sapins morts aprèsavoir été frappés par des véhicules alors qu’ilsmangeaient du sel sur la route (Benkman, 1998).


Les roselins carduélinés (famille desFringillidés, sous-famille des Carduélinés : becs-croisés des sapins, gros-becs et tarins des aulnes)sont en cause dans 11 des 12 incidents publiés.Tous les roselins carduélinés sont des espècesprotégées qui figurent sur les listes établies envertu de la Loi sur la Convention concernant lesoiseaux migrateurs. L’aire de distribution de cegroupe d’oiseaux granivores couvre l’ensemblede la forêt boréale, ces oiseaux ne se déplaçantvers des latitudes plus au sud que lorsque lerendement grainier est faible. Les cartes animéesproduites par ordinateur, sur l’abondance del’espèce, illustrent bien l’étendue de ce phénomèned’« invasion » (voir Cornell Laboratory ofOrnithology, 2000a, b). Bien que les roselins senourrissent de graines d’arbres à feuilles caduques,d’insectes et de baies, leur alimentation, surtout enhiver, se compose essentiellement de graines deconifères, et leur attrait pour le sel est bien connu.On utilise ainsi du sel pour piéger des becs-croisésdes sapins (Loxia curvirostra) (Dawson et al.,1965) et on a constaté que les roselins carduélinéspréfèrent le sodium à tout autre minéral, quelleque soit la grosseur du gravier (Bennetts et Hutto,1985). Fraser et Thomas (1982) ont constaté quetrois espèces de roselins, à savoir le gros-becerrant (Hesperiphona vespertina), le roselinpourpré (Carpodacus purpureus) et le tarin despins (Carduelis pinus), étaient les principauxvisiteurs des mares de sels aux abords des routes,dans le nord de l’Ontario.

Les renseignements sur les mortsrapportées et sur les caractéristiques socialeset comportementales des roselins carduélinéslaissent croire que ce groupe est le plus à risquede souffrir des effets de toxicité aiguë dus àl’ingestion de sels de voirie. Cependant, le fait queles oiseaux ont tendance à voyager et à s’alimenteren larges bandes en hiver introduit sans doute unbiais qui explique la plus grande détectabilité deces oiseaux et la déclaration d’un plus grandnombre d’oiseaux morts. Trainer et Karstad (1960)rapportent également des cas d’intoxication chezle colin de Virginie (Colinus virginianus), le faisande Colchide (Phasianus colchicus), le pigeon biset(Columba livia) et le lapin à queue blanche.

On suppose souvent que l’ingestion desel vise à satisfaire à un besoin physiologiqueassocié à un régime essentiellement végétarien.Cependant, on ne peut écarter la possibilité queles cristaux de sel ingérés servent de gravier,lequel aide à broyer les aliments et constitueune source supplémentaire de minéraux pourles oiseaux dont le régime est faible en calcium(Gionfriddo et Best, 1995). La préférence quant àla taille du gravier varie de façon linéaire avec lataille de l’oiseau. La taille des particules de selsprovenant d’une mine de l’Ontario a varié de 0,6à 9,5 mm (Société canadienne de sel Ltée, 1991).Comme la taille des particules de sels épandussur les routes diminue progressivement à mesureque cette substance fond (Letts, 1999), la tailledes particules de sels finit par correspondre, à unmoment ou à un autre après l’épandage sur lesroutes, à la taille du gravier qui convient à unoiseau donné. De plus, la grande fluctuation dansla taille des particules de sels de voirie au momentde leur épandage fait en sorte qu’un gravier degrosseur appropriée sera disponible pendant unelongue période de temps.

3.6.2 Caractérisation des effets

3.6.2.1 Toxicité aiguë du chlorure de sodium

Les cas de toxicité du sel chez les vertébrésdomestiques ou captifs se divisent en plusieurscatégories : surdose accidentelle dansl’alimentation qui peut être compensée par uneconsommation accrue d’eau (Sandals, 1978;Swayne et al., 1986; Howell et Grumbrell, 1992;Wages et al., 1995; Khanna et al., 1997);exposition à une eau potable salée (Franson et al.,1981); exposition à des lacs salés (Windingstadet al., 1987; Meteyer et al., 1997) ou apport desuppléments de sel avec privation d’eau (Truemanet Clague, 1978; Scarratt et al., 1985). Lestoxicoses dues au sel, chez les vertébrés sauvagesen liberté, ont été liées à une exposition aux selsde voirie, à la sécheresse, à la glace, à des lacssursalés et à des étangs contenant les rejets dediverses industries (Baeten et Dein, 1996).


La DL50 du chlorure de sodium par voieorale est de 3 000 mg/kg-p.c. chez le rat et de4 000 mg/kg-p.c. chez la souris (Bertram, 1997).Le chlorure de sodium administré sous forme desolution aqueuse saturée (environ 2 100 mg/kg-p.c.) provoque généralement la mort en moinsde 24 heures (Trainer et Karstad, 1960). Depetites doses répétées de sels ne produisentaucune maladie si l’apport d’eau n’est pas limité.

Le Centre canadien coopératif de la santéde la faune de Saskatoon et le Centre national dela recherche faunique d’Environnement Canadaont récemment mené une étude conjointe sur leseffets aigus du sel sur des moineaux domestiquescapturés dans la nature (Passer domesticus)(Wickstrom et al., 2001). La méthode des chargescroissantes et décroissantes a été utilisée dans lecadre d’une étude pilote ayant pour but d’estimerla dose létale orale approximative de chlorure desodium granulaire chez des oiseaux qui n’étaientpas à jeun, mais qui ont été privés d’eau pendantsix heures après l’administration de la dose. Lesrésultats indiquent une DL50 d’environ 3 000 à3 500 mg/kg-p.c., ce qui se rapproche de la valeurdéterminée pour les rongeurs. On a estimé, defaçon provisoire, que le niveau sans effet observé(mortalité) était de 2 000 mg/kg-p.c. dans cetteétude pilote, bien que la mort ait été observée àune dose de 1 500 mg/kg-p.c., lors d’une phasesubséquente de l’étude.

3.6.2.2 Effets sublétaux dus à l’ingestion d’unexcès de sels chez les oiseaux et lesmammifères

Plusieurs auteurs, citant des incidents chez lafaune associés aux sels de voirie, font état decomportements déficients chez les oiseauxexposés. L’observation la plus courante est queles oiseaux semblaient avoir perdu leur craintenaturelle et qu’on pouvait les approcherfacilement (Meade, 1942; Trainer et Karstad,1960; Baker, 1965; Thiel, 1980; Smith, 1981;Woods, 1999). D’autres ont indiqué que lesoiseaux semblaient « faibles et lents » (Martineauet Lair, 1995) ou malades (Meade, 1942).Trainer et Karstad (1960) parlent de dépression,

de tremblements, de torticolis, de rétropulsionet de paralysie partielle chez des oiseaux et desmammifères impliqués dans un incident.

Ces symptômes s’apparentent étroitementà ceux observés en laboratoire. Des faisansauxquels on a fait manger de fortes quantitésde sodium dans leur pâtée ont manifesté dessymptômes d’intoxication lorsque l’apportd’eau a été limité : dépression suivie d’excitation,tremblements, torticolis, opisthotonos,rétropulsion, incoordination totale et coma(Trainer et Karstad, 1960). Ces symptômes n’ontpas tous été constatés chez le même animal. Aunombre des signes fréquemment observés chez lavolaille et le porc, mentionnons la salivation, ladiarrhée, une démarche saccadée, des spasmesmusculaires, des secousses musculaires et laprostration (Humphreys, 1978). À la suite del’étude pilote mentionnée précédemment,Wickstrom et al. (2001) ont administré à desmoineaux domestiques des doses orales dechlorure de sodium granulaire de 0, 500, 1 500,2 500 et 3 500 mg/kg-p.c. Parmi les signescliniques apparents observés à une dose de1 500 mg/kg-p.c. et plus, mentionnonsl’apparition rapide (< 30 minutes) de ladépression, de l’ataxie et de l’incapacité de volerou de se percher, la mort survenant en moins de45 minutes. En général, les oiseaux ayant survécusix heures se sont rétablis. Par ailleurs, desconcentrations de sodium dans le plasmasupérieures à 200 mmol/L ont régulièrement étéassociées à des signes cliniques patents. On aobservé des lésions sous forme d’œdème dugésier après une heure chez la plupart des oiseauxayant reçu une dose de 500 mg/kg-p.c. ou plus,ainsi qu’une vacuolisation du tronc cérébral,également compatible avec l’œdème, chezcertains oiseaux manifestant des signes cliniques.

Il n’existe aucun relevé faisant état d’unetoxicose due au sel chez l’orignal ou le cerf, bienque des observations isolées indiquent que lesorignaux qui boivent de l’eau salée ont tendance àperdre leur crainte des humains et des véhicules(Jones et al., 1992), contrairement aux orignauxqui ne boivent pas d’eau salée et qui s’éloignent


des humains. Le seul cas rapporté de petitsmammifères manifestant des signes d’unetoxicose au sel porte sur des lapins à queueblanche, durant un hiver rigoureux au Wisconsin(Trainer et Karstad, 1960).

3.6.3 Caractérisation du risque

Comme des cas de mortalité ont été documentéset que ces cas sont, de toute évidence, beaucoupplus fréquents et répandus que ne le laissent croireles rapports publiés, le risque pour les roselinscarduélinés, pour le moins, est significatif. Et,localement, le risque pour les gros mammifèresest également élevé. Il ne fait aucun doute que lasimple présence des sels de voirie contribue àaccroître les collisions, en augmentant l’attrait queprésentent les routes. La principale incertitude liéeà la présente caractérisation du risque est desavoir si la toxicité du sel rend certaines espècesplus vulnérables aux collisions. De même, s’il y atoxicité, il faut se demander si l’ingestion de selspourrait entraîner la mort d’espèces fauniques,et plus particulièrement des roselins carduélinés,même en l’absence de collisions avec desvéhicules.

3.6.3.1 Estimation du rôle de la toxicité du seldans les collisions avec les véhicules

Les troubles de comportement graves (dépression,tremblements, torticolis, rétropulsion et paralysiepartielle) observés à un site, ainsi que les tauxélevés de sodium dans le cerveau à un autre,laissent croire fortement que la toxicité du selcontribuerait à la mort des oiseaux sur les routes.L’observation la plus répandue, quant à l’absenceinhabituelle de crainte chez les oiseaux etles mammifères, pourrait être un symptômeprécurseur de l’intoxication ou la manifestationd’une faim extrême de sel qui amène ces animauxà modifier leur comportement au risque de mettreleur vie en danger.

Bien que des signes patents d’intoxicationaient été observés chez le moineau domestique,à une dose de 1 500 mg/kg-p.c. et plus, on neconnaît pas la dose susceptible de causer destroubles de comportement moins apparents.La limite inférieure pouvant causer des troublesa donc été estimée comme suit, en utilisant lemoineau domestique comme modèle.

La distribution des concentrationsnormales de sodium dans le plasma des moineauxest très restreinte (moyenne : 163,2 mmol/L;intervalle : 158 à 168 mmol/L, n=12).L’hypothèse posée est la suivante : des effets


TABLEAU 24 Calcul du nombre de particules de sel qu’un oiseau doit ingérer pour atteindre la VCT,sur la base d’un moineau domestique de 28 g consommant des particules dont la taille sesitue à l’extrémité supérieure de ses préférences connues

VCT Effet Nbre de particules Nbre de particles cubiques(mg/kg-p.c.) sphériques de sel de de sel de 2,4 mm de

2,4 mm de diamètre pour diamètre pour atteindre la VCT chez un atteindre la VCT chez un

oiseau de 28 g oiseau de 28 g266 Rupture de l’homéostasie 0,47 0,25500 Lésions oedémateuses du gésier 0,88 0,47

1 500 Signes apparents de toxicité; premiers cas de mortalité 2,6 1,4

3 000 Dose létale médiane approximative 5,2 2,8

nocifs, par exemple une réduction de lacoordination et une faiblesse, peuvent commencerà se manifester lorsque l’homéostasie du sodiumest rompue et que les organes cibles sont exposésà des taux élevés de sodium. Pour le moineaudomestique, ce taux a été établi à 266 mg/kg-p.c.(Brownlee et al., 2000).

Pour estimer l’exposition, on a présuméque les cristaux de sel seront fort probablementabsorbés entiers, comme le sont les particules degravier. Un roselin voulant étancher sa faim de selpourrait ingérer une granule de la taille qui lui« convient ». La taille maximale du gravier pourle moineau domestique est de 2,4 mm (Gionfriddoet Best, 1995). Le tableau 24 indique le nombrede particules qu’un oiseau devrait ingérer pouratteindre une VCT précise; ce calcul laisse croireque des effets sublétaux pourraient se manifesterchez les oiseaux après l’ingestion d’une grosseparticule de sel et que l’ingestion de deux grossesparticules pourrait entraîner la mort.

La taille moyenne du gravier ingéré par lemoineau domestique est de 0,5 mm (Gionfriddo etBest, 1995). Donc, en présumant que les oiseauxchercheraient à ingérer des particules de sel decette taille « préférée » pour favoriser la digestion,

les calculs précités ont été refaits, cette fois-ci enfonction de la taille moyenne. En fait, cette taillemoyenne est sans doute une sous-estimation carelle est basée sur des particules de gravier« usées », extraites du gésier de l’oiseau. Cettemoyenne inclut également des particules très finesde minéraux qui ont probablement été ingéréesaccidentellement avec la nourriture. Le tableau25 présente les résultats de ce calcul. Bien que lenombre de particules à ingérer pour atteindre laVCT soit beaucoup plus élevé que celui indiquéau tableau 24, un oiseau peut facilement eningérer autant, si on compare ce nombre aucompte moyen de particules de gravier. Parconséquent, les oiseaux qui doivent refaire leurprovision de gravier pourraient facilementabsorber des doses susceptibles d’avoir deseffets toxiques significatifs.

3.6.3.2 Conclusions et discussion del’incertitude

Les sels de voirie sont largement reconnus commeun important facteur qui contribue à attirer lesgros mammifères sur les routes et ils semblentaccroître la fréquence des collisions avec desvéhicules.


TABLEAU 25 Calcul du nombre de particules de sel devant être ingérées pour atteindre la VCT, chezun moineau domestique de 28 g consommant des particules de taille moyenne

VCT Effet Nbre de particles sphériques Nbre de particles cubiques (mg/kg-p.c.) de sel de 0,5 mm de de sel en proportion (%) du

diamètre pour atteindre nombre moyen de gravier dans la VCT le gésier 580 particules selon

Gionfriddo et Best, 1995)Particules Particules Particules Particules sphériques cubiques sphériques cubiques

266 Rupture de 52 27 9,0 4,7l’homéostasie

500 Lésions oedémateuses 98 51 17 8,8du gésier

1 500 Signes manifestes de 294 154 51 27toxicité; premiers cas de mortalité

3 000 Dose létale moyenne 587 307 101 53approximative

Il est clair que, même en l’absencede sels de voirie, certains oiseaux viendraientsur les routes pour y trouver du gravier, del’argile, des proies mortes, etc. Cependant, lesobservations faites aux abords des routes et, plusparticulièrement, sur la biologie des roselinscarduélinés laissent croire que les sels de voirieconstituent un attrait important. De plus, lesdonnées compilées à ce jour semblent indiquerque les sels de voirie rendent les oiseaux plusvulnérables aux collisions, en modifiant leurcomportement. Manifestement, les oiseaux qui,en bordure de la route, semblent faibles et lents(Martineau et Lair, 1995) ou malades (Meade,1942), ou qui manifestent des signes dedépression, de tremblements, de torticolis, derétropulsion et de paralysie partielle (Traineret Karstad, 1960), sont moins en mesure dese déplacer pour éviter les automobiles enmouvement. Par ailleurs, les effets biologiquesdes sels de voirie diffèrent notamment de ceuxdu sable qui, on le sait, attire les oiseaux sur laroute à la recherche de gravier mais ne cause pasde troubles de comportement. Qui plus est, lescalculs sur les quantités ingérées laissent croireque les sels de voirie pourraient intoxiquerdirectement certains oiseaux, en particulierlorsque l’eau n’est pas facilement disponibledurant les mois rigoureux de l’hiver. On a déjàvu des oiseaux manger de la neige, attraper desflocons de neige durant une tempête et briser dela glace pour obtenir de l’eau (Wolfe, 1996).Oeser (1977) note que des becs-croisés des sapinsmangeaient de la neige durant l’incident rapportéen Allemagne. Or l’ingestion de neige en réactionà une surconsommation de sel pourrait avoir desconséquences énergétiques négatives. Enfin, laneige fondue sur les routes pourrait constituerla source d’eau la plus facilement accessible;cependant, selon la concentration de sels qu’ellerenferme, sa consommation pourrait accroître laquantité de sels ingérée plutôt que d’atténuer latoxicose.

On ignore également si le moineaudomestique est un modèle toxicologique quiconvient aux roselins carduélinés et à d’autresoiseaux indigènes. Le moineau domestiquevient en effet du Moyen-Orient et il pourrait

donc être génétiquement prédisposé à mieuxtolérer le sel que les roselins carduélinés. Il estpossible également que le taux de consommationde gravier du moineau domestique soit élevé,par rapport à d’autres espèces d’oiseaux(Gionfriddo et Best, 1995). Les scénarios décritsprécédemment sont basés sur une consommationde sels établie en fonction des besoins en gravier(tableau 25) et sur une optimisation de l’ingestionde sel par l’absorption de particules de sels pluslarges dont la taille se situe à la limite de la taillede gravier tolérée par l’espèce (tableau 24).Cependant, quelle que soit la taille exacte desparticules de sels ingérées, les oiseaux privés desel pourraient ingérer des doses produisant deseffets toxiques avant que les mécanismes derétroaction ne réduisent le désir de consommerdu sel.

La carte établie par Brownlee et al.(2000) montre un vaste recoupement entre l’airede distribution des roselins durant l’hiver et lessections du réseau routier canadien sur lesquellesil y a épandage de sels de voirie. Ce phénomèneest d’autant plus marqué durant les années où il ya « invasion », c’est-à-dire lorsque les roselinsquittent la forêt boréale en direction sud. Il estraisonnable de présumer que les roselins serontdavantage attirés par certains types de routesque d’autres. À titre d’exemple, un vol d’oiseauxaurait sans doute peu d’occasions de se posersur une autoroute à voies multiples achalandéedesservant une grande région métropolitaine,quelle que soit la quantité de sel qui s’y trouve.On ne possède pas les données nécessaires pourévaluer la probabilité qu’un vol d’oiseaux sepose sur une route donnée, ni la proportion de cesvisites qui se solderont par la mort des oiseaux(que ce soit à la suite d’un attrait fatal, d’unecollision avec un véhicule due à la toxicose oude l’ingestion d’une dose létale). De même, il estdifficile et hautement stochastique d’estimer lapériode durant laquelle les sels demeurent à lasurface de la route ou à proximité (p. ex., dans lesol) et forment ainsi un « bloc à lécher » artificiel,attrayant pour les oiseaux et les mammifèresmême une fois les granules dissoutes; cependant,ce phénomène est sans aucun doute important.


Malgré ces incertitudes, les donnéesscientifiques disponibles à ce jour laissent croireque le nombre d’oiseaux morts sur les routesappartenant à des espèces d’oiseaux migrateursprotégées par des lois fédérales (notamment lesroselins carduélinés) et que la contribution dessels de voirie dans ces morts ont été sous-estiméspar les gestionnaires de la faune et les autoritésresponsables des transports. Les responsablesdes transports reconnaissent toutefois depuislongtemps le rôle des sels de voirie dansl’augmentation du nombre de collisions entre degros mammifères et des véhicules automobiles.

3.7 Ferrocyanures

La présente section est fondée sur un examendétaillé des ferrocyanures présenté dans Letts(2000a).

3.7.1 Caractérisation de l’exposition

Le ferrocyanure de sodium se dissout dansl’eau et libère l’anion ferrocyanure stable(Fe(CN)6

4–) qui n’est pas volatil et qui résisteà toute autre dégradation à moins d’être exposéà la lumière. L'anion est assez mobile dans leseaux souterraines, mais réagit rapidement avecle fer pour former un précipité de ferrocyanureferrique, un composé très stable, non toxiqueet relativement immobile, qui constitue uneimportante voie d’élimination du ferrocyanuredans les eaux souterraines. Dans des conditionsfavorables, y compris en l’absence de lumière,la demi-vie du ferrocyanure est d’environ 2,5 ans(Higgs, 1992), alors que celle du ferrocyanureferrique peut atteindre un millier d’années(Meeussen et al., 1992a).

Deux caractéristiques de l’anionferrocyanure revêtent une importanceconsidérable. Cet anion est extrêmement peutoxique lorsqu’il forme des complexes (Raderet al., 1993); cependant, en solution et sous lalumière directe, il se photodécompose et libèredu cyanure libre qui réagit rapidement pourformer de l’acide cyanhydrique (HCN), un

composé hautement toxique et volatil. Laphotolyse du ferrocyanure est faible lorsquecette substance n’est pas en solution (AmericanCyanamid Company, 1953).

La photolyse de l’anion ferrocyanure estun phénomène qui a été bien étudié (Broderius,1973; Broderius et Smith, 1980; Otake et al.,1982; Clark et al., 1984; Meeussen et al., 1992a)et qui peut donner lieu à la libération de cinqdes six ions cyanure du composé d’origine. Cetteréaction dépend notamment de la concentrationinitiale, de l’intensité de l’éclairage, du pH et dela température.

Un certain nombre de processuscontribuent à l’atténuation du cyanure libredans l’environnement. Ainsi, ce composé estrapidement chélaté avec de nombreux métauxde transition et forme des matériaux plus stableset moins toxiques (Chatwin, 1990). La présenced’argile ou de matière organique élimine lecyanure libre par adsorption en surface (Theiset West, 1986). Enfin, en présence de soufre, lecynaure libre est oxydé et forme des cyanates etdes thiocyanates relativement inoffensifs.

3.7.1.1 Sol

3.7.1.1.1 Ferrocyanure en l’absence de lumière

La majeure partie des recherches sur lecomportement des ferrocyanures dans le sol,en l’absence de lumière, ont porté sur lesdéchets provenant d’anciennes raffineries degaz manufacturé. Ces études indiquent que laprésence des ferrocyanures se limite aux alentoursimmédiats de la source (Effenberger, 1964;Parker et Mather, 1979). Cette faible mobilitéest apparemment due à la présence de soufreet de métaux de transition dans le sol. À un pHvariant entre 4 et 7, le fer se combine à l’anionferrocyanure pour former le ferrocyanure ferriquepeu soluble connu sous le nom de bleu de Prusse(Meeussen et al., 1992b). La présence de cecomposé se remarque à la coloration bleue dusol dans plusieurs raffineries de gaz désaffectées.Dans les sols alcalins (pH supérieur à 7), leferrocyanure en solution reste sous forme d’anion


et est assez mobile. Dans des conditions fortementacides, toutefois, les anions ferrocyanure sedissocient et libèrent des ions cyanure (Belluck,2000). Selon certains, de telles conditionss’observent en laboratoire, mais elles seproduisent rarement, voire jamais, dansl’environnement (Chatwin, 1990).

La rétention et l’immobilisation dansle sol du ferrocyanure, sous sa forme peutoxique, sont les principales voies d'atténuationqui limitent la toxicité potentielle de cettesubstance. Les particules qui interviennent dansle processus d’adsorption, dans les sols argileuxd’un pH modéré, peuvent en fait contenir desanions ferrocyanure. Ainsi, la géothite (α-FeOOH), un enduit de surface commun dansles particules du sol, élimine jusqu’à 95 % del’anion ferrocyanure par adsorption à un pHde 4 (Theis et West, 1986). Ces méthodesd’élimination sont favorisées à un pH modéré.Au Canada, les sols sont acides dans les régionsforestières, et plus particulièrement dans l’Estdu Canada où l’épandage de sels est abondant.À l’opposé, les sols vont de neutres à alcalinsdans les Prairies où ils sont naturellement enrichisde sels (Acton et Gregorich, 1995; voir aussiCANSIS à l’adresse http://sis.agr.gc.ca/cansis/intro.html). Le ferrocyanure immobilisé estégalement sujet à la conversion chimique quidonne lieu à la libération de composés peutoxiques en présence de soufre; enfin, desmicroorganismes dégradant les cyanures liés àdes métaux ont été identifiés (Mudder, 1991).

3.7.1.1.2 Ferrocyanure en présence de lumière

La photolyse du ferrocyanure est une réactioncomplexe qui a été largement étudiée (Broderius,1973a; Broderius et Smith, 1980; Otake et al.,1982; Clark et al., 1984; Meeussen et al., 1992a).Parmi les facteurs qui influent sur ce processus,mentionnons le pH, la température, laconcentration initiale, la saison et l’heure dujour. Dans leur étude sur la réaction photolytique,Miller et al. (1989) notent que la libérationde cyanure libre dans le sol se limite à uneprofondeur de 1 mm, ce qui porte à conclureque seuls les anions ferrocyanure présents dans

le premier millimètre du sol seront sujets àce processus.

L’acide cyanhydrique produit dans lesol est légèrement persistant. Il a une demi-vieestimative de quatre semaines à six mois (Howardet al., 1991). Il est adsorbé par l’argile et lamatière organique, à des taux respectifs de0,05 mg/g et 0,5 mg/g (Chatwin, 1989). Il estégalement sujet à l’hydrolyse qui donne lieu à laformation d’acide formique jusqu'à un taux de4 % dans les sols saturés (Chatwin, 1990). Lavolatilisation de l’acide cyanhydrique dans lesol représente jusqu’à 10 % des pertes, mais lasaturation du sol retarde ce processus par unfacteur de 104 (Chatwin, 1990). La dégradationbiologique de divers cyanures par les microbesdu sol (Towill et al., 1978; Dubey et Holmes,1995) ou leur assimilation par les végétaux(Fuller, 1984; Knowles et Bunch, 1986) sontdeux mécanismes d’élimination efficaces, quisont fortement atténués en conditions anaérobiessaturées (Strobel, 1967).

3.7.1.2 Eau

Le ferrocyanure se dissocie très lentement enl’absence de lumière. Dans ces conditions, laquantité de cyanure libre, qui est libérée à partirde concentrations de ferrocyanure fluctuant entre1 et 100 000 mg/L, varie de 1,2 à 6µ g/L. Enprésence de lumière, toutefois, le ferrocyanureest rapidement converti en cyanure libre dansl’environnement (Ferguson, 1985; Singleton,1986).

Dans l’eau, le cyanure libre esttransformé en acide cyanhydrique, unacide faible, par la réaction d’équilibreH+ + CN– ↔ HCN. La formation d’acidecyanhydrique est fortement favorisée à unpH inférieur à 6. L’acide cyanhydrique esttrès volatil et, dans des conditions ambiantes,se dissipe rapidement depuis les plans d’eau,son taux de volatilisation étant fonction de laconcentration, de la température, du pH et dudébit d’eau (Schmidt et al., 1981; Melis et al.,1987). Les processus secondaires d’éliminationdu cyanure incluent la complexation et la


précipitation, la biodégradation, l’adsorptionpar la matière organique et l’assimilation par lesvégétaux. Enfin, un certain nombre d’organismesnaturels produisent des cyanures (Knowles, 1976).

3.7.1.3 Air

Le ferrocyanure ne se volatilise pas. En revanche,l’acide cyanhydrique est très volatil et devrait sedissiper rapidement dans l’atmosphère, sa demi-vie estimée variant de 89 jours à 2,4 ans (Howardet al., 1991).

3.7.1.4 Bioamplification

Towill et al. (1978) n’ont trouvé aucune étudefaisant état de la bioamplification du cyanure.

3.7.2 Concentrations mesurées et estiméesdans l’environnement

Les concentrations de cyanure mesurées dans leseaux de ruissellement varient de 2,3 à 22 µg/Lpour le cyanure libre et de 3 à 270 µg/L pour lecyanure total (Hsu, 1984; Ohno, 1989a; Novotnyet al., 1997; Mayer et al., 1998). Comme lesdonnées réelles sont limitées, des concentrationsont aussi été estimées.

Morin et Perchanok (2000) ontdocumenté les activités d'épandage de sels devoirie au Canada. Le taux d’épandage le plusélevé est de 10 150 g de sels/m2 et le plus hauttaux d’addition de ferrocyanure de sodium auxsels de voirie est de 124 mg/kg (Letts, 2000b).Ceci correspond à 86 mg de ferrocyanure/kgou à une teneur stoechiométrique en cyanurede 63,7 mg/kg. À partir de ces valeurs, oncalcule un taux de distribution de 877,8 mgde ferrocyanure/m2, soit 646,6 mg d’ionscyanure/m2. À l’aide des données sur lesprécipitations annuelles, il a été déterminé quela concentration d’anions ferrocyanure dans leseaux de ruissellement se situe entre 0,000142et 1,42 mg/L, ce qui correspond à une teneurstoechiométrique de 0,000104 à 1,04 mg d’ionscyanure/L.

Comme la mobilité du ferrocyanure dansle sol varie en fonction des conditions locales,deux séries d’hypothèses sont formulées. Dansle premier cas, le ferrocyanure forme un précipitéet les quantités annuelles épandues sont retenuesdans les deux premiers centimètres du sol. Dansle deuxième cas, le ferrocyanure reste en solutionet 20 % des quantités annuelles épandues sontretenues dans les 20 premiers centimètres dusol. Dans le premier cas, la concentration deferrocyanure dans le sol fluctue entre 0,0043 et43,8 mg/kg de sol, ce qui correspond à une teneurstoechiométrique en ions cyanure de 0,0032 à32,3 mg/kg de sol. Dans le deuxième cas,la concentration se situe entre 0,000086 et0,88 mg/kg de sol, pour une teneurstoechiométrique de 0,000064 à 0,64 mg/kgde sol.

3.7.3 Caractérisation des effets

L’évaluation préalable laisse croire que leplus grand danger inhérent à l’utilisation duferrocyanure de sodium tient à la capacité del’anion ferrocyanure de se photodécomposer etde libérer ainsi du cyanure libre. Les sectionsqui suivent résument les effets connus de cesdeux composés sur les organismes terrestres etaquatiques. Il faut toutefois garder à l’esprit leslimites de l’évaluation de la toxicité dans lesconditions artificielles du laboratoire.

3.7.3.1 Biote aquatique

La concentration et la température de l’eau sontles principaux facteurs qui influent sur la toxicitédans l’eau. La toxicité est également fonctiondu taux d’oxygène dissous et de la salinité.La documentation propose un certain nombred’examens exhaustifs sur la toxicité du cyanurepour les organismes dulcicoles (Doudoroff, 1966,1976, 1980; Leduc et al., 1982; U.S. EPA, 1985).Certains organismes manifestent uneacclimatation réversible aux effets toxiques.

3.7.3.1.1 Microorganismes

Les effets du cyanure varient beaucoup d’uneespèce microbienne à une autre. Un grand


nombre d’espèces font preuve d’une résistanceremarquable aux effets nocifs de ce composé,certaines espèces étant même utilisées dans lesprocessus de détoxication des cyanures (Chatwin,1990; Fallon et al., 1991). On a toutefois observédes effets nocifs chez Pseudomonas putida à uneconcentration de 1 µg/L (U.S. EPA,1985) — ils’agit de la plus faible concentration à laquelledes effets nocifs ont été signalés chez des micro-organismes aquatiques (Letts, 2000a).

3.7.3.1.2 Végétaux

Les données sur la toxicité des végétaux sontrares. L’espèce la plus sensible, Scenedesmusquadricauda, a présenté un début d’inhibitioncellulaire après une exposition de 96 heures à31 µg de cyanure libre/L (U.S. EPA, 1985).

3.7.3.1.3 Invertébrés

Chez les invertébrés, la toxicité du ferrocyanurene se manifeste généralement qu’à uneconcentration supérieure à 1 000 µg/L.Cependant, la plus faible CL50 du cyanurelibre (exposition de 96 heures) citée dans ladocumentation est de 83 µg/L, chez Daphniamagna (U.S. EPA, 1985; Eisler, 1991).L’écart de sensibilité au sein de groupes formésde diverses sous-espèces peut entraîner desmodifications dans la structure d’une population,à la suite d’une exposition (Smith et al., 1979).Voir Letts (2000a) pour de plus amples détails.

3.7.3.1.4 Vertébrés

La toxicité chez les vertébrés a été largementétudiée, que l’on pense aux travaux de Leduc etal. (1982). Les vertébrés sont moins sensibles auferrocyanure (Schraufnagel, 1965) qu’au cyanurelibre (Leduc et al., 1982). Cependant, les poissonssemblent plus sensibles au cyanure libre que lesinvertébrés. La valeur estimative de la CL50 après96 heures se situe entre 40 et 200 µg d’acidecyanhydrique/L (U.S. EPA, 1985) et on rapporteune grande variété d’effets physiologiques etcomportementaux. Par ailleurs, les études sur lesstades de vie semblent indiquer que le stade

juvénile est le plus sensible, des effets négatifssur la croissance étant couramment observés.Des effets négatifs sur la prédation, sur lescomportements d’évitement et sur la capacité denager ont aussi été signalés. Les effets nocifs surla reproduction ont été retenus comme indicateurscibles de la toxicité. Schraufnagel (1965) et Smithet al. (1979) ont observé une inhibition du frai àdes concentrations respectives de 5,0 et 5,2 µg/L.

3.7.3.2 Biote terrestre

Le principal effet du cyanure est de nuireà la respiration, en perturbant une enzymemitochondriale (Towill et al., 1978; Wayet al., 1988). Cependant, si cet effet n’estpas rapidement fatal, le rétablissement esthabituellement rapide.

3.7.3.2.1 Microorganismes

Les microorganismes manifestent peu d’effetsnégatifs à la suite d’une exposition au cyanure.Certains s’adaptent, notamment en adoptantde nouvelles voies respiratoires. Les donnéesrecueillies laissent croire à l’existence d’un« microcycle du cyanure » qui permet auxmicroorganismes et aux végétaux d’utiliserl’acide cyanhydrique comme source d’azote etde carbone (Allen et Strobel, 1966).

3.7.3.2.2 Végétaux

Les végétaux terrestres sont dans l’ensembleassez insensibles au ferrocyanure et au cyanurelibre. Il faut ainsi jusqu’à 10 g de ferrocyanure/kgde sol pour inhiber la croissance. Comme lesmicroorganismes, certains végétaux utilisent desvoies respiratoires de remplacement ou ont lacapacité de métaboliser l’acide cyanhydrique,ou les deux. Certains végétaux manifestenttoutefois des effets négatifs. On a ainsi observéune inhibition de 25 % de la levée des semis deradis, à des concentrations aussi faibles que1,2 mg/kg (Environnement Canada, 1995) –cette concentration est la plus faible à laquelle deseffets nocifs ont été observés chez les végétauxterrestres.


3.7.3.2.3 Invertébrés

Bien que certains invertébrés résistent au cyanureou en produisent pour se défendre, la plupartmanifestent une certaine sensibilité. La plus faibleconcentration de cyanure libre (4 mg/kg) ayantcausé des effets nuisibles chez les invertébrésterrestres a causé la mort de 25 % des vers deterre (Eisenia fetida) qui y avaient été exposéspendant 14 jours (Environnement Canada, 1995).

3.7.3.2.4 Vertébrés

L’usage des ferrocyanures comme additifsalimentaires et à des fins thérapeutiques a étéapprouvé. Aucun effet n’a été observé chez desrats exposés à 3 200 mg/kg-p.c. par jour (Dvoraket al., 1971). Dans le cas de l’acide cyanhydrique,les normes actuelles établies en fonction d’unemarge de sécurité de l’ordre de 7 à 8 fois limitentl’exposition à 5 mg/m3 (Klaassen, 1966). Sebasant sur les études disponibles, la U.S. EPAa fixé la dose subchronique de référence à0,08 mg/kg-p.c. par jour pour le cyanure libre.Toujours selon la documentation disponible, lemammifère le plus sensible aux effets nuisiblesest le lapin (Oryctolagus spp.). Ballantyne (1987)a observé une DL50 de 0,6 mg/kg-p.c. Chez lesoiseaux, le canard colvert (Anas platyrhynchos)semble le plus sensible, la DL50 orale s’établissantà 2,7 mg/kg-p.c., dans le cas du cyanure desodium (Henny et al., 1994).

3.7.4 Caractérisation du risque

Comme on l’a mentionné précédemment,le principal danger environnemental lié àl’utilisation du ferrocyanure de sodium vient dela capacité de l’anion ferrocyanure en solutionde se décomposer en présence de lumière pourlibérer l’ion cyanure qui formera, par hydrolyse,de l’acide cyanhydrique. Ce processus alargement été étudié par Broderius et Smith(1980), qui notent que la vitesse de réaction esthabituellement directement fonction de l’intensitéde la lumière (elle-même tributaire de la périodede l’année, de l’heure du jour et de la nébulosité),

de la température et de la concentration etinversement liée au pH et à la latitude. Unmaximum de cinq des six molécules de cyanuredisponibles peuvent être libérées.

Pour les évaluations basées sur leshypothèses de niveau 1 et 2, on a calculé lesvaleurs du quotient pour le biote, en divisant laconcentration maximale (mesurée ou estimée)de cyanure libre dans l’eau, l’air ou le sol, par laVESEO correspondante. Les VESEO utiliséescorrespondent aux VCT, c’est-à-dire aux plusfaibles concentrations avec effet citées dans lesétudes disponibles sur la toxicité, divisées par lecoefficient approprié.

3.7.4.1 Caractérisation du risque de niveau 1

Pour l’évaluation de niveau 1, le taux dephotolyse a été calculé à partir de facteurs decorrection basés sur le pire des scénarios etde valeurs caractéristiques d’emplacements auCanada. On suppose ainsi que la réaction seproduit à une latitude de 45 °N à midi, par unejournée sans nuages, à une température de 4 °C.La vitesse de réaction dans ces conditions est de28,5 % par heure. Au plus, cinq des six anionscyanure peuvent être libérés de la molécule deferrocyanure, durant la photolyse. On considèreen outre que la totalité du cyanure ainsi produitest retenue dans le milieu environnemental enquestion.

3.7.4.1.1 Concentration de cyanure dans l’eau

Si l’on se base sur les concentrations maximalesannuelles moyennes de cyanure dans les eauxde ruissellement, qui ont été déterminéesprécédemment, on constate que la concentrationmaximale potentielle de cyanure, après libérationdu nombre maximal possible d’anions cyanurepar photolyse, se situe entre 0,087 et 870 µgd’ions cyanure/L. Si on suppose une période deréaction d’une heure, la libération d’ions cyanuredans l'eau par photolyse donnerait lieu à uneconcentration variant entre 0,025 et 250 µg/L.


3.7.4.1.2 Concentration de cyanure dans lesol : Cas I

D’après le taux d’épandage maximal annuel desels (c.-à-d. 10 150 g/m2) et les hypothèses deniveau 1 et du cas no I (sol), la concentrationmaximale potentielle de cyanure, après libérationdu nombre maximal possible d’anions cyanure parphotolyse, serait de 1,35 mg d’ions cyanure/kg desol. Après une période de réaction d'une heure, lesions cyanure libérés par photolyse donneraientlieu à une concentration de 0,39 mg/kg.

3.7.4.1.3 Concentration de cyanure dans lesol : Cas II

D’après le taux d’épandage maximal annuel desels (c.-à-d. 10 150 g/m2) et les hypothèses deniveau 1 et du cas no II (sol), la concentrationmaximale potentielle de cyanure, après libérationdu nombre maximal possible d’anions cyanure parphotolyse, serait de 0,027 mg d’ions cyanure/kgde sol. Après une période de réaction d'une heure,les ions cyanure libérés par photolyse donneraientlieu à une concentration de 0,0078 mg/kg.

3.7.4.1.4 Concentration de cyanure dans l’air

Le taux de volatilisation du cyanure à desconcentrations variant entre 0,1 et 0,5 mg/L estde 0,22 mg d’ions cyanure/m2 par heure (Higgs,1992). Aux fins de l’évaluation de niveau 1, on autilisé un modèle en boîte fermée qui correspondà une couche atmosphérique de 10 cm au-dessusde la route. Après une heure, la concentrationmaximale de cyanure dans cette couche serait de2,2 mg d’ions cyanure/m3.

3.7.4.1.5 Calcul des quotients

Les quotients ont été calculés en utilisant laconcentration maximale estimée de cyanure libreet la concentration maximale mesurée de cyanuretotal (qu’on présume être du cyanure libre, auxfins de l’évaluation de niveau 1) dans l’eau (soit250 et 270 µg/L ) (Novotny et al., 1997), commesuit : Quotient = VEE/VESEO.

Pour les organismes terrestres, lesquotients ont été calculés en utilisant laconcentration maximale estimée de cyanurelibre dans le sol d’après les hypothèses de niveau 1 (c.-à-d. 0,39 mg/kg de sol). La documentationne précise aucune concentration de cyanurelibre mesurée dans le sol. Pour les oiseaux et lesmammifères, les VEE ont été calculées à l’aided’un modèle à voies multiples qui tient comptede l’apport provenant du sol, de l’air et de l’eau.

3.7.4.1.6 Conclusions pour le niveau 1

Tous les quotients sont supérieurs à un (tableaux26 et 27), sauf ceux pour les vertébrés et lesinvertébrés terrestres, les organismes aquatiquesparaissant particulièrement sensibles. Uneévaluation de niveau 2 est donc justifiée.


L’évaluation de niveau 2, bien que toujoursprudente, s’appuie sur des scénarios et deshypothèses plus représentatifs et sur des variablescaractéristiques mesurées.

Le taux d’addition de ferrocyanure desodium aux sels de voirie a diminué au cours desdernières années. Le taux d’addition en 1997, soit80 mg de ferrocyanure de sodium/kg de sels (cequi correspond à 55,8 mg d’ions ferrocyanure/kget à 41,1 mg d’ions cyanure/kg de sels de voirie),étant plus représentatif de l’usage actuel, cettevaleur sera utilisée pour l’évaluation de niveau 2.

Labadia et Buttle (1996) ont mesuré leprofil de dispersion des sels de voirie le longd’un tronçon d’une autoroute du sud de l’Ontario.Leurs observations montrent qu’un peu plus de50 % des sels épandus se retrouvent dans lesbancs de neige adjacents, à l’intérieur d’une zoned’éclaboussures de 3,7 m. Cette donnée seraégalement utilisée pour l’évaluation de niveau 2.

Le calcul du taux de photolyse duferrocyanure a été corrigé pour tenir compte d’uneintensité lumineuse quotidienne moyenne et deconditions correspondant à un ciel dégagé à 70 %.Des corrections ont aussi été faites pour tenir


compte des variations dans la concentrationinitiale de ferrocyanure. Dans l’ensemble, leshypothèses de niveau 2 donnent un taux dephotolyse corrigé de 13,8 % par heure.

3.7.4.2.1 Concentration de cyanure dans l’eau

Selon les hypothèses de niveau 2 et lesconcentrations maximales annuelles moyennesd’ions chlorure compilées par Morin et Perchanok(2000), la concentration d’ions cyanure dans l'eauaprès une heure varie entre 0,0039 et 39 µg/L.

3.7.4.2.2 Concentration de cyanure dans lesol : Cas I

À partir du taux d’épandage maximal annuel desels (c.-à-d. 10 150 g/m2) et des hypothèses deniveau 2 et du cas no I (sol), la concentrationdans le sol après libération par photolyse desions cyanure du ferrocyanure disponible serait de0,12 mg d’ions cyanure/kg dans le sol, après uneheure.

3.7.4.2.3 Concentration de cyanure dans lesol : Cas II

À partir du taux d’épandage maximal annuel desels (c.-à-d. 10 150 g/m2) et des hypothèses deniveau 2 et du cas no II (sol), la concentrationdans le sol après libération par photolyse desions cyanure du ferrocyanure disponible serait de0,0024 mg d’ions cyanure/kg dans le sol, aprèsune heure.

3.7.4.2.4 Concentration de cyanure dans l’air

Le taux de volatilisation du cyanure à desconcentrations de 0,1 à 0,5 mg/L est de 0,22 mgd’ions cyanure/m2 par heure (Higgs, 1992). Auxfins de la présente évaluation, on suppose que latotalité du cyanure disponible est transférée dansl’air au-dessus de la route, sans aucune dispersion,et que le taux de diffusion gazeuse est identiqueau taux de diffusion interfaciale. Dans cesconditions, la concentration maximale de cyanuredans cette couche serait de 0,22 mg/m3, après uneheure.


TABLEAU 26 Résultats du calcul des quotients pour le biote aquatique — Niveau 1 (d’après Letts, 2000a)

Groupe Nom Coefficient Quotient 1

Microorganismes Pseudomonas putida 5 1 250 (e)1 250 (m)

Végétaux Scenedesmus quadricauda 5 40,3 (e)43,5 (m)

Invertébrés Daphnia magna 10 30,12 (e)32,5 (m)

Vertébrés Lepomis macrochirus 5 250 (e)270 (m)

1 (m) = D’après la concentration mesurée dans l’eau; (e) = D’après la concentration estimée dans l’eau.

TABLEAU 27 Résultats du calcul des quotients pour le biote terrestre — Niveau 1 (d’après Letts, 2000a)

Groupe Nom Coefficient QuotientVégétaux Raphanus sativa 10 3,25Invertébrés Eisenia fetida 10 1Vertébrés (mammifères) Sylvilagus floridanus aucun 1Vertébrés (oiseaux) Anas platyrhynchos 10 1,22

3.7.4.2.5 Calcul des quotients

Pour calculer les quotients, on a utilisé laconcentration maximale estimée de cyanurelibre dans les eaux de ruissellement, selon leshypothèses de niveau 2 (c.-à-d. 39 µg/L), et laconcentration maximale mesurée (41 µg/L), celle-ci correspondant à la moyenne géométrique desvaleurs mesurées, citées dans la documentation.Les VCT ayant servi à l’évaluation de niveau 1sont également utilisées pour l’évaluation deniveau 2, mais certains coefficients ont étémodifiés pour offrir une analyse plus réaliste.

L’évaluation des organismes terrestresest basée sur la concentration maximale estiméede cyanure libre dans le sol, selon les hypothèsesde niveau 2 (soit 0,12 mg/kg de sol). Ladocumentation ne précise aucune concentrationde cyanure libre mesurée dans le sol. La mêmeméthode ayant servi à l’évaluation de niveau 1 aété utilisée pour calculer les VEE pour les oiseauxet les mammifères.

3.7.4.2.6 Conclusions pour l’évaluation deniveau 2

Selon les quotients calculés (tableaux 28 et 29),il faudrait procéder à une évaluation de niveau 3pour les organismes aquatiques.


Les analyses de niveau 1 et 2 montrent que leferrocyanure de sodium peut avoir des effetsnocifs sur le milieu aquatique, à cause de laformation de cyanure. L’évaluation de niveau 3vise à quantifier la probabilité que des effetsnocifs se produisent en milieu aquatique.

Comme on l’a déjà mentionné, lalibération de cyanure libre par photolysedu ferrocyanure demeure la principalepréoccupation liée aux rejets de ferrocyanuredans l’environnement. La photolyse complèteen fonction des longueurs d’onde qui s’appliquentet les taux de volatilisation peuvent êtrereprésentés au moyen de modèles mathématiques;

à partir de ces modèles, on peut ensuite calculerla concentration de cyanure libre en solution, àn’importe quel moment après l’épandage dessels de voirie. Ces calculs ont fait partie del’évaluation de niveau 3.

3.7.4.3.1 Hypothèses

Aux fins de l’évaluation de niveau 3, on autilisé les hypothèses et les facteurs de correctionsuivants pour estimer les taux de photolyse etde volatilisation du ferrocyanure. Comme laphotolyse est fonction de la profondeur de l’eau etde sa limpidité, on a supposé que le ferrocyanurese situait dans les 20 premiers cm et on a utiliséles mesures de limpidité d’une variété de plansd’eau. De même, la vitesse de réaction estfonction de la période de l’année, de l’heure dujour, de la nébulosité et de la température. On adonc fait des calculs pour chaque heure du jour,le 1er janvier, le 1er avril, le 21 juin et le 21septembre, selon un ciel dégagé à 70 %, laconstante de la loi de Henry étant corrigée enfonction d’une température moyenne de 4 °C.Comme on l’a fait précédemment, on a tenucompte ici aussi des observations de Labadia etButtle (1996), selon lesquelles environ 50 % de laquantité initiale des sels épandus se retrouve dansles bancs de neige adjacents. Le débit du coursd’eau et la vitesse du vent ont été estimés àpartir de mesures directes provenant de sourcescanadiennes. Le débit moyen du cours d’eau a étéétabli à 0,52 m/s et la vitesse du vent a été fixéeà 5,0, 4,7, 3,8 et 3,8 m/s, respectivement pourles mois de janvier, avril, juin et septembre. Laconcentration d’ions chlorure dans les eaux deruissellement a été choisie parmi l’intervalle desvaleurs compilées par Morin et Perchanok (2000),la probabilité de sélection d’une concentrationdonnée variant en fonction de la superficie dela zone pour laquelle cette concentration aété signalée. Enfin, les taux d’addition deferrocyanure de sodium devant servir auxcalculs ont été choisis en fonction là aussi d’uneprobabilité, celle-ci reflétant la part du marchédétenue par la source correspondante de sels.


3.7.4.3.2 Estimation de la fréquence desincidents toxiques

On a effectué les calculs en choisissant chaquevariable au hasard à partir de la distributionstatistique appropriée. Les variables incluentla concentration de chlorure dans les eaux deruissellement, la concentration de ferrocyanuredans les sels, la vitesse du courant et du vent etle coefficient d’atténuation. Des courbes de laphotodécomposition et de la volatilisation ont étécréées pour chaque date à l’étude. On a ensuiteenregistré la valeur maximale de cyanure libreainsi produite. Cette démarche a été répétée10 000 fois, puis les concentrations maximalesobservées de cyanure libre (VEEMax) ainsicalculées ont été triées par ordre ascendant.Les VCT pour chaque organisme aquatique ontensuite été comparées à ces distributions obtenuesde façon aléatoire et on a déterminé la probabilitéqu’une exposition donnée soit égale ou supérieureà la VCT. Cette démarche a été exécutée endouble, d’abord en utilisant des données calculéespour l’ensemble du Canada, puis en utilisantles données sur la région affichant le tauxd’utilisation le plus élevé, en l’occurrence lecorridor Québec-Windsor.

Comme on possède des donnéesdétaillées sur l’utilisation des sels de voiriepar bon nombre de municipalités canadiennes,la démarche précitée a été répétée en utilisantles données sur l’épandage de sels de troismunicipalités représentant les taux d’utilisationmunicipale maximal, moyen et minimal auCanada. Les municipalités choisies sont La Tuque(Québec), Newmarket (Ontario) et White River(Ontario). Un bref résumé des résultats obtenusest présenté ci-après. Les résultats complets sontdécrits dans un document complémentaire préparépar Letts (2000a).

3.7.4.3.3 Résultats et conclusions del’évaluation de niveau 3

1) Microorganismes aquatiques

Les analyses indiquent que Pseudomonas putidasubirait des effets nocifs dans 100 % desexpositions modélisées. Dans la municipalitéreprésentant le taux maximal d’utilisation,Microregma heterostoma subirait des effetsnuisibles dans 60 % des cas. Il convient toutefoisde préciser que le taux d’épandage de sels devoirie dans cette municipalité est au moins deuxfois supérieur au taux déclaré par la totalité (saufdeux) des 90 autres villes canadiennes affichantles taux d’épandage les plus élevés. Dans lesautres villes, des effets devraient se produiredans 10 à 20 % des cas. Aucun effet nocifn’a été signalé pour aucun des cinq autresmicroorganismes aquatiques étudiés. Donc,bien que le ferrocyanure présent dans les selsde voirie pose peu de risques pour cinq des septmicroorganismes pour lesquels des donnéessont disponibles, des effets nocifs peuvent semanifester chez les espèces les plus sensibles.

2) Plantes aquatiques

Les résultats montrent que Scenedesmusquadricauda, qui est l’algue la plus sensibledécelée, pourrait subir des effets nocifs dans 16à 28 % des scénarios d’exposition possibles,cette proportion atteignant jusqu’à 82 % dansla municipalité ayant le taux d’épandage leplus élevé. Ces valeurs indiquent que des effetsmodérés pourraient se manifester à certainespériodes, chez certaines espèces sensibles, maisque le risque est moins élevé pour la plupart desplantes aquatiques, dans la plupart des lieux etdes périodes.

3) Invertébrés aquatiques

Chlamys asperrimus pourrait subir des effetsnocifs dans 34 % des expositions se produisanten avril, dans le corridor Québec-Windsor.


La probabilité d’effets négatifs sur cet organismediminue à moins de 25 % des cas, dans d’autreslieux et à d’autres périodes. Dans la municipalitéayant le taux d’épandage le plus élevé, des effetsnocifs ont été prévus dans 88 % des cas. Aucunautre organisme ne risque de subir des effetsnégatifs dans plus de 3,5 % des cas d'exposition.En général, on considère que les membres de cegroupe ne courent pas de risque grave, même sides expositions importantes peuvent se produirechez certaines espèces sensibles.

4) Vertébrés aquatiques

Ce sont les vertébrés aquatiques qui présentent leplus haut risque d’exposition importante. Parmiles études examinées par Letts (2000a), lesvaleurs de la CL50 après 96 heures pour la truitearc-en-ciel fluctuent entre 17 µg/L (Higgs, 1992),27 µg/L (Smith et al., 1979) et 28 µg/L (Kovacs,1979; Kovacs et Leduc, 1982). La probabilité quedes concentrations supérieures ou égales à cesvaleurs se produisent est respectivement de52,6 %, 26,8 % et 25,2 % en janvier et de 67,2 %,36,2 % et 33,8 % en avril, aux endroits situésdans le corridor Québec-Windsor. Il s’agit de larégion où ont été enregistrées les concentrationsles plus élevées, par les deux sources de donnéesles plus complètes. Des concentrations de cetordre sont plus susceptibles de se manifester dansles régions où la concentration maximale annuellemoyenne de chlorure issu des sels de voirieest supérieure à 1 000 mg/L dans les eaux deruissellement (concentration modélisée pour 53des 90 villes). Dans ces régions, le ferrocyanuredans les eaux de ruissellement non diluéespourrait avoir des effets sur les invertébrésaquatiques.

3.7.5 Conclusion pour les ferrocyanures

La présente évaluation indique qu’aux tauxd’épandage actuels de sels de voirie les effetspotentiellement négatifs associés au ferrocyanurede sodium se limitent au biote aquatique,certains effets négatifs pouvant se manifesterchez les espèces sensibles de microorganismes,

de végétaux et d’invertébrés aquatiques. Lesvertébrés aquatiques les plus sensibles, présentsdans les fossés et les cours d’eau qui longentles routes dans les régions de forte utilisation,seraient par ailleurs les plus vulnérables auxexpositions nocives. D’une part, la modélisationde la probabilité que des effets se produisent aété basée sur les expositions prévues dans lesfossés et n’a pas tenu compte de la dilutionsubséquente dans les plans d’eau récepteurs, cequi aurait tendance à surestimer l’exposition.D’autre part, la modélisation a été basée sur ladilution des sels par les précipitations annuellestotales, ce qui sous-estimerait l’exposition àn’importe quelle période. L’effet ultime desferrocyanures sur les populations de poissonsvarie en fonction d’un large éventail deparamètres, incluant des paramètres qui influentsur les quantités de ferrocyanure pénétrant dansles cours d’eau (p. ex., quantité de sels de voirieutilisée et période d’épandage, ruissellement),sur la photolyse des ferrocyanures en cyanure(p. ex., ensoleillement, turbidité de l’eau,température), sur la volatilisation du cyanure(p. ex., débit d’eau, température), sur l’état despopulations de poissons et d’amphibiens dansles plans d’eau récepteurs, sur le taux dedilution dans les plans d’eau récepteurs, etc.Par conséquent, même si les données disponiblesindiquent un risque d’effets négatifs, il estimpossible de prévoir d’une manière fiablel’impact des ferrocyanures sur les populations devertébrés dans les plans d’eau situés en bordureou à proximité des routes.

3.8 Conclusions globales

3.8.1 Considérations

Comme le prévoit le paragraphe 76(1) de laLCPE 1999, les substances inscrites sur laLSIP doivent faire l’objet d’une évaluation afinde déterminer si elles sont « effectivement oupotentiellement toxiques ». Dans le cadre de laprésente évaluation, les sels de voirie ont étéévalués pour déterminer s’ils sont effectivement


ou potentiellement toxiques au sens des alinéas64a) et 64b) de la LCPE 1999, selon lesquels :

... est toxique toute substance qui pénètre ou peutpénétrer dans l’environnement en une quantitéou concentration ou dans des conditions denature à :

a) avoir, immédiatement ou à long terme, uneffet nocif sur l’environnement ou sur ladiversité biologique;

b) mettre en danger l’environnement essentielpour la vie.

3.8.1.1 Environnement

La LCPE 1999 propose une définition assezvaste d’« environnement », celui-ci incluanttous les composants biotiques et abiotiques dela biosphère (LCPE 1999, article 3) :

« environnement » ensemble des conditions et deséléments naturels de la Terre, notamment :

a) l’air, l’eau et le sol; b) toutes les couches de l’atmosphère;c) toutes les matières organiques et

inorganiques ainsi que les êtres vivants;d) les systèmes naturels en interaction qui

comprennent les éléments visés aux alinéasa) à c).

Cette définition ne fait pas de distinction entreenvironnement « naturel » et « non naturel ».De fait, on peut considérer que tous lesécosystèmes ont été exposés à des stressou à des modifications résultant de l’activitéhumaine, que ce soit à l’échelle locale (p. ex.,destruction de l’habitat, émission de polluantsnon persistants dans les effluents liquides),régionale (p. ex., dispersion de polluantsatmosphériques) ou mondiale (polluantsorganiques persistants, effets atmosphériquesmondiaux, etc.).

L’entreposage et l’épandage des selsde voirie, de même que l’élimination de la neigeusée, se font dans des lieux aménagés — enl’occurrence les entrepôts de sels, le réseau routieret les lieux d’élimination de la neige. Cependant,le degré « d’aménagement » de ces lieux varieconsidérablement. Ainsi, les sels de voirie peuventêtre entreposés dans des installations spécialement

conçues à cette fin ou, au contraire, êtretemporairement empilés en bordure des routesou dans des entrepôts de sels. Les routes peuventfaire partie de réseaux complexes avec empriseset fossés maçonnés ou longer des cours d’eau,des lacs ou des terres humides qui reçoiventdirectement les eaux de ruissellement routier.Enfin, les décharges de neige varientd’installations étanches dotées de dispositifsde rétention et de traitement des eaux de fonte àde simples décharges aménagées sur des terrainsvacants. Donc, la quantité de sels de voirie quis’échappent de ces lieux artificiels varie elleaussi sensiblement, tout comme le niveau depréoccupation que suscitent ces installations oules mesures de protection qu’elles requièrent.

Dans certains cas, les composantesenvironnementales qui se trouvent à l’intérieur ouà proximité immédiate de ces systèmes artificielspeuvent revêtir une grande importance, sur le planécologique (Nadec, 2001). Il a ainsi été démontréque les abords des routes servaient d’habitat à unegrande diversité d’espèces (Perring et al., 1964;Oetting et Cassel, 1971; Way, 1977; Laursen,1981; Adams et Geiss, 1983; Auestad et al., 1999;Bellamy et al., 2000). Les abords des routesjouent donc deux rôles écologiques importants :

• Ils contribuent à préserver la biodiversitéen servant d’habitat à certaines espèces.En Grande-Bretagne, par exemple, 35 des257 espèces végétales rares poussent le longdes routes et ces endroits sont même devenusl’habitat principal de certaines de ces espèces(Way, 1977). Au Québec, 75 espècesd’oiseaux ont été observées dans les emprisesroutières, dont 29 espèces sont des oiseauxmigrateurs qui parcourent de grandesdistances et 10 sont des résidents locauxà l’année (Lacroix et Bélanger, 2000).Les oiseaux migrateurs sont des espècesprotégées, en vertu des dispositions de laLoi sur la Convention concernant les oiseauxmigrateurs. Dans certaines régions duQuébec, les fossés en bordure des routessont les seuls endroits où l’on a observé lareproduction de la grenouille Pseudacristriseriata — une espèce classée vulnérable


parmi les espèces en péril de cette province(Saumure, 2001). Dans le sud-ouest del’Ontario, de 0,5 à 3,8 % des prairies d’herbeshautes ou des savanes de chênes, recenséeslors des relevés effectués durant les années1700 et 1800, sont toujours présentes(Bakowsky et Riley, 1994). Au moins 35espèces végétales indigènes des prairiesd’herbes hautes sont toujours présentes enbordure des routes du sud et du centre del’Ontario, là où les conditions rappellentcelles des prairies (Woodliffe, 2001), et treized’entre elles figurent sur la liste provincialedes espèces rares, menacées ou en péril(Argus et al., 1987; Woodliffe, 2001).

• Les abords des routes réduisent la probabilitéque des espèces locales disparaissent à causede la fragmentation de leur habitat. Bienqu’il ait été démontré que la fragmentationde l’habitat contribue à la disparition del’espèce (Wilcox et Murphy, 1985), desrecherches montrent également que, lorsqu’ily a fragmentation, le fait de relier lesfragments au moyen de bandes d’habitatpropice contribue au maintien de labiodiversité à l’intérieur de ces fragments(Noss, 1983; Lefkovitch et Fahrig, 1985;Bennett, 1990; Bélanger, 2000). Or il a étédémontré que les bordures de route procurentdes bandes d’habitat propice, qui relientdivers fragments et qui assurent ainsi lacontinuité de l’habitat (Huey, 1941; Getz etal., 1978; Lewis, 1991; Andreassen et al.,1996).

Toute modification dans les habitats en borduredes routes, résultant de la contamination par lessels de voirie, pourrait donc nuire à la valeurécologique de ces zones.

3.8.1.2 Effets nocifs

Bien sûr, tout changement environnementaln’est pas forcément négatif. Ainsi, leschangements qui se situent à l’intérieur desfluctuations normales ne sont pas forcémentnocifs en soi, ni n’entraînent nécessairement deseffets nocifs, mais les changements plus marqués

peuvent l’être. Les dommages susceptibles derésulter d’une augmentation de la concentrationde sels dans l’environnement dépendent,entre autres, de l’ampleur, de la durée et dela fréquence des changements.

Par ailleurs, les effets observés au niveaud’une population, d’une communauté ou d’unécosystème sont en général considérés plusdommageables, sur le plan environnemental, etplus préoccupants que ceux qui se manifestent àun niveau inférieur. Peu d’études ont cherché àdéterminer directement les effets d’une substanceinscrite sur la Liste des substances d’intérêtprioritaire sur une population, une communautéou un écosystème. En effet, la plupart des étudestoxicologiques sont réalisées en laboratoire,sur des échantillons qui sont relativement petitslorsqu’on les compare à la taille des populationsdans l’environnement naturel. Malgré ces limites,bon nombre des effets mesurés lors d’études enlaboratoire et sur le terrain peuvent s’appliquerà des populations, communautés et écosystèmes.Les effets sur des processus tels que lacroissance, la reproduction ou la survie sontétroitement liés à la viabilité des populationsnaturelles et servent d’indication des risques dedommage environnemental. Donc, bien qu’il soitsouvent impossible de quantifier les effetsprobables sur l’écosystème, on peut présumerque, lorsque les concentrations ambiantes serapprochent des concentrations associées à degraves effets sur des organismes particuliers(p. ex., la concentration létale moyenne), il enrésultera également des effets nocifs surl’environnement.

3.8.1.3 Poids de la preuve

En vertu de l’article 76.1 de la LCPE 1999,les ministres « appliquent la méthode du poidsde la preuve et le principe de la prudence »,durant l’examen et l’interprétation des résultatsde l’évaluation visant à déterminer si unesubstance inscrite sur la LSIP est « effectivementou potentiellement toxique ».

Il est impossible de déterminer le seuilprécis où les effets sont considérés suffisamment


étendus ou dommageables pour déclarer unesubstance « effectivement ou potentiellementtoxique ». La méthode du poids de la preuveconsiste à examiner plusieurs sources de données etparamètres, en tenant compte notamment deplusieurs sources de données pour un milieuenvironnemental particulier (p. ex., évaluationdes eaux de surface en regard des seuils de toxicitépour un éventail d’organismes aquatiques, du risquede modification des populations d’algues dulcicoles,de la modification de la structure physique des lacs,de l’exposition due à la contamination des sourcespar des eaux souterraines). Les conclusions globalesfinales doivent tenir compte de l’éventail completdes sources de données, dont certaines ne permettentde tirer que des conclusions ténues alors qued’autres fournissent des preuves plus rigoureuses. Enutilisant la méthode fondée sur le poids de la preuve,on peut réduire les biais et les incertitudes quirésultent de l’utilisation d’une seule méthode pourestimer les risques.

3.8.2 Résumé de l’évaluation

Les sels de voirie servent en hiver à l’entretiendes routes (déglaçage et anti-glaçage) et,en été, à la réduction de la poussière. Les selsinorganiques de chlorure examinés dans la présenteévaluation incluent le chlorure de sodium, lechlorure de calcium, le chlorure de potassium et lechlorure de magnésium. Dans l’environnement, cessels se dissocient en un anion chlorure et son cationcorrespondant. On a en outre évalué lesferrocyanures, des additifs antiagglomérantsajoutés à certains sels de voirie. On estimequ’environ 4 750 000 tonnes de fondants auchlorure de sodium ont été épandues pendantl’hiver 1997-1998 et que 110 000 tonnes dechlorure de calcium sont utilisées sur les routeschaque année. On n’utilise que de très petitesquantités des autres sels. D’après ces estimations,environ 4,9 millions de tonnes de sels de voiriepeuvent être rejetées dans l’environnement auCanada chaque année, soit environ 3,0 millionsde tonnes de chlorure. Les charges annuelles ensels de voirie sont les plus fortes en Ontario etau Québec, moyennes dans les provinces del’Atlantique, et les plus faibles dans les provincesde l’Ouest.

Les sels de voirie pénètrent dansl’environnement canadien à la suite de leurentreposage et de leur utilisation, et del’élimination de la neige enlevée des routes.Ils pénètrent dans les eaux de surface, dans lesol et dans les eaux souterraines après la fontedes neiges, et sont dispersés dans l’atmosphèrepar les éclaboussures et la pulvérisation d’eaucausées par les véhicules et par la poussièretransportée par le vent. Les ions chlorure sont trèsconservatifs, c’est-à-dire qu’ils suivent le cyclede l’eau sans retard et sans perte. Par conséquent,presque tous les ions chlorure qui pénètrent dansle sol et les eaux souterraines atteindrontéventuellement les eaux de surface : quelquesannées à quelques décennies ou plus peuvent êtrenécessaires pour que les concentrations dans leseaux souterraines atteignent l’état d’équilibre. Lespréoccupations qui concernent les sels de voirietouchent tous les milieux environnementaux àcause de leur dispersion générale dansl'environnement.

Les concentrations de fond naturellesde chlorure dans l’eau sont généralement dequelques mg/L, avec quelques instances localesou régionales de plus forte salinité naturelle, parexemple dans certaines régions des Prairies et dela Colombie-Britannique. On a mesuré de fortesconcentrations de chlorure liées à l'épandagedes sels de voirie sur les routes ou rejetés desentrepôts de sels ou des lieux d’entreposagede la neige. Par exemple, on rapporte desconcentrations de chlorure supérieures à plusde 18 000 mg/L dans les eaux de ruissellementdes routes. On a aussi observé des concentrationsallant jusqu’à 82 000 mg/L dans les eaux deruissellement des amas non recouverts demélanges d’abrasifs et de sels d’un entrepôtde sel. Les concentrations de chlorure de laneige déblayée des rues des villes peuvent varierconsidérablement. Par exemple, les concentrationsmoyennes de chlorure de la neige provenant desrues de Montréal allaient de 3 000 à 5 000 mg/Lrespectivement pour les rues secondaires etprimaires. Les eaux provenant des routes, desentrepôts de sels ou des lieux d’entreposagede la neige peuvent se diluer à divers degréslorsqu’elles pénètrent dans l’environnement, où


on a mesuré des concentrations de chlorure allantjusqu’à 2 800 mg/L dans les eaux souterraines dezones adjacentes à des entrepôts de sels, jusqu’à4 000 mg/L dans des étangs et des milieuxhumides, jusqu’à 4 300 mg/L dans des coursd’eau, jusqu’à 2 000 à 5 000 mg/L dans desétangs urbains endigués et jusqu’à 150 à300 mg/L dans des lacs ruraux. Alors que lesplus fortes concentrations sont habituellementassociées au dégel hivernal ou printanier, on peutégalement mesurer de fortes concentrations enété, en raison du temps que prennent les ions àparvenir aux eaux de surface et des débits réduitsen été. Les plans d’eau les plus sujets aux impactsdes sels de voirie sont les petits étangs et les coursd’eau qui drainent les grandes zones urbanisées,ainsi que les cours d’eau, les milieux humidesou les lacs qui drainent les grandes routes. Desmesures sur le terrain révèlent que l’épandage surles routes dans les régions rurales peut augmenterles concentrations de chlorure même dans des lacsà quelques centaines de mètres des routes.

On a évalué la possibilité d’impacts surles réseaux régionaux d’eaux souterraines àl’aide d’une technique de bilan massique quidonne une indication des concentrations dechlorure possibles en aval d’un réseau routier surlequel il y a épandage de sel. Le modèle de bilanmassique et les mesures sur le terrain ont indiquéqu’on pourrait voir des concentrations de chloruresupérieures à 250 mg/L dans les eaux souterrainesrégionales sous un réseau routier à forte densitésujet à des charges annuelles de plus de 20 tonnesde chlorure de sodium par kilomètre de route à 2voies. D’après les données sur les charges de selsde voirie, les zones urbaines du sud de l’Ontarioet du Québec et les provinces de l’Atlantique sontles plus menacées par les impacts sur les eauxsouterraines régionales. Les eaux souterrainesaboutissent dans les eaux de surface ou émergentsous forme d’infiltration et de sources. Desrecherches ont montré que 10 à 60 % du selépandu pénètre dans les eaux souterraines peuprofondes et s’accumule jusqu’à ce qu’on atteignedes concentrations stabilisées. On a décelé desconcentrations élevées de chlorure dans lessources d’eaux souterraines émergeant à lasurface.

On observe habituellement des effetstoxiques aigus sur les organismes aquatiques à desconcentrations de chlorure relativement élevées.Par exemple, la concentration létale moyenne de4 jours (CL50) pour le cladocère Ceriodaphniadubia est de 1 400 mg/L. L’exposition à de tellesconcentrations est possible dans les petits coursd’eau situés dans les zones urbaines très peuplées,où le réseau routier est dense et la charge en selde voirie très élevée, dans les étangs et les milieuxhumides adjacents aux routes, près des entrepôtsde sels mal gérés, et à certains lieuxd’entreposage de la neige.

On observe une toxicité chronique àde plus faibles concentrations. Les effetstoxiques pour le biote aquatique sont associés àl’exposition à des concentrations de chlorureaussi faibles que 870, 990 et 1 070 mg/L pour leseffets létaux moyens (embryons de têtes-de-boule,oeufs/embryons de truite arc-en-ciel, daphnies,respectivement). La concentration sans effetobservé (CSEO) pour le test sur la survie dupremier stade de 33 jours de la tête-de-bouleétait de 252 mg/L de chlorure. De plus, on estimequ’environ 5 % des espèces aquatiques seraienttouchées (concentration létale moyenne) à desconcentrations de chlorure d’environ 210 mg/L,alors que 10 % pourraient l’être à environ240 mg/L. Des concentrations encore plus faiblespeuvent provoquer des changements à la structuredes populations ou des communautés. Chaqueespèce d’algue ayant sa concentration optimalede chlorure pour sa croissance et sa reproduction,on a associé des changements de populations dansles lacs à des concentrations de 12 à 235 mg/L.Les fortes concentrations de chlorure dans leslacs peuvent mener à une stratification qui, enretardant ou empêchant le mélange saisonnierdes eaux, peut avoir des répercussions sur ladistribution de l’oxygène et des éléments nutritifs.On a observé des concentrations de chlorureentre 100 et 1 000 mg/L ou plus dans diverscours d’eau et lacs urbains. Par exemple, lesconcentrations maximales de chlorure dans deséchantillons d’eau prélevés dans quatre ruisseauxde la région de Toronto variaient de 1 390 à4 310 mg/L. On a signalé des concentrationsde chlorure supérieures à environ 230 mg/L,


correspondant à celles qui ont des effetschroniques sur les organismes sensibles, dansces quatre cours d’eau durant une grande partiede l’année. Dans les zones où on utilise beaucoupde sels de voirie, particulièrement dans le sudde l’Ontario et du Québec et dans les Maritimes,les concentrations de chlorure dans les eauxsouterraines et les eaux de surface atteignentsouvent des niveaux pouvant affecter le biote,comme l’ont démontré des études faites enlaboratoire et sur le terrain.

L’épandage de sels de voirie sur lesroutes peut également avoir des effets nocifs surles propriétés physiques et chimiques des sols,particulièrement dans les zones de piètre gestiondes sels, sols et végétation. Les effets sontassociés aux zones adjacentes aux entrepôts desels et aux routes, principalement dans les zonesde dépression mal drainées. Ces effets sur les solsincluent les impacts sur la structure, la dispersion,la perméabilité, le gonflement et l’encroûtement,la conductivité électrique et le potentiel osmotiquedu sol, qui peuvent, à leur tour, avoir des impactsabiotiques et biotiques sur l’environnement local.Le principal impact abiotique est la perte destabilité du sol durant les cycles d’humidificationet de séchage, et durant les périodes de fortruissellement de surface et de vents violents. Lesimpacts biologiques sont principalement liés austress osmotique imposé à la macro- et microfloreet à la macro- et microfaune du sol, ainsi qu’àla mobilisation des macro- et micronutrimentscausée par le sel et qui affecte la flore et la faune.

De nombreuses études sur le terrainont documenté les dommages causés à lavégétation et les changements dans la structuredes communautés végétales dans les zonestouchées par le ruissellement de sels de voiries etla dispersion aérienne. Les espèces halophytes,comme les quenouilles et le roseau commun,envahissent facilement les zones touchées par lessels, modifiant ainsi la présence et la diversitédes espèces sensibles au sel. Les teneurs élevéesdu sol en sodium et en chlorure ou l’expositionaérienne à ces ions entraînent une réduction dunombre de fleurs et de fruits chez les espècesvégétales sensibles; des lésions au feuillage, aux

pousses et aux racines; une réduction de lacroissance; et une réduction de l’établissementdes jeunes plants. Les plantes terrestres sensiblespeuvent être affectées par des concentrations dansle sol supérieures à 68 mg/L de sodium et à215 mg/L de chlorure. Les zones ayant cegenre de concentrations longent les routes etles autoroutes et les autres endroits où des selsde voirie sont épandus pour le déglaçage oula réduction de la poussière. L’impact de ladispersion aérienne se fait sentir jusqu’à 200 mde la bordure des autoroutes à voies multiples etjusqu’à 35 m des routes à deux voies où du selde déglaçage est utilisé. Le sel nuit aussi à lavégétation le long des cours d’eau qui drainent lesroutes et les installations de manipulation des selsde voirie.

Chez la faune mammifère et aviaire,l'exposition aux sels de voirie provoque deseffets sur le comportement ainsi que des effetstoxicologiques. L’ingestion de sels de voirieaugmente la susceptibilité des oiseaux à êtrefrappés par les automobiles. De plus, le calculde l’apport en sels de voirie suppose que cesderniers peuvent empoisonner directementcertains oiseaux, particulièrement lorsqu’il n’y apas d’eau libre durant les hivers rigoureux.Les sels de voirie peuvent aussi toucher la faunepar leurs effets sur l'habitat : la réduction dela couverture végétale ou les déplacements depopulations peuvent avoir des répercussionssur la faune qui dépend de ces plantes pour sonalimentation ou son abri. Les données disponiblessupposent qu’on aurait sous-estimé la sévéritédes mortalités sur la route d’espèces d’oiseauxmigrateurs protégées par le fédéral (p. ex. lespinsons de la sous-famille des carduélinés) et lacontribution des sels de voirie à cette mortalité.

Les ferrocyanures sont très persistants maispeu toxiques. Toutefois, en solution et en présencede lumière, ils peuvent se dissocier pour former descyanures. À leur tour, les ions de cyanure peuventse volatiliser et se dissiper assez rapidement. Leseffets ultimes des ferrocyanures dépendent doncde l'équilibre complexe de la photolyse et de lavolatilisation qui, elles, dépendent des facteursenvironnementaux. Des modèles venant appuyer


cette évaluation révèlent qu'il est possible quecertains organismes aquatiques subissent deseffets du cyanure dans les régions où l’on utilisede grandes quantités de sels de voirie.

3.8.3 Incertitudes

La caractérisation des risques environnementauxassociés aux sels de voirie, qui est présentée ici,comporte un certain nombre d’incertitudes etd’hypothèses. Ces incertitudes sont en généralliées aux lacunes des données obtenues enlaboratoire et sur le terrain, qui ont servi àcaractériser l’utilisation des sels de voirie auCanada et à évaluer l’impact de ces sels surdifférents paramètres environnementaux. Lesparagraphes qui suivent traitent plus en détaildes incertitudes inhérentes aux conclusions dela présente évaluation, qui viennent compléterles incertitudes soulevées dans les sectionsprécédentes.

Les données sur les sels de voirie ontété obtenues, dans la mesure du possible, auprèsdes sources les plus exactes. Les données ontégalement été analysées, afin de déterminer sil’année de référence choisie pour déterminer lescharges de sels de voirie était caractéristique.Les résultats de cette analyse révèlent que lescharges durant l’hiver 1997-1998 ne sont pasélevées, lorsqu’on les compare à la périodede cinq ans pour laquelle des données ont étérecueillies. Cependant, une des limites desdonnées vient de ce que celles-ci sont établiesen fonction du district d’entretien provincial. Orbien que ces estimations soient fiables, on ignorela répartition exacte de l’utilisation des sels devoirie à l’intérieur d’un district d’entretien. On aprésumé que les sels de voirie avaient été répartiségalement sur l’ensemble des districts d’entretien.Dans les faits, toutefois, certaines routes reçoiventdes charges plus élevées et la densité du réseauroutier varie à l’intérieur d’un même district. Desestimations ont également été faites pour tenircompte des municipalités qui n’avaient pas fournide données et aussi des quantités de sels utiliséesà des fins commerciales (p. ex., dans les airesde stationnement). Par contre, on n’a pas estiméle volume de sels utilisé par des particuliers ou

d’autres organismes, comme les sociétés detransport ou les autorités portuaires.

La plupart des données présentées dansce rapport portent sur l’épandage des sels devoirie sur les routes. Cependant, les sels devoirie sont également utilisés dans des aires destationnement et dans d’autres terrains industrielset commerciaux. Le présent rapport ne fournitaucune donnée sur les concentrations de chloruredans les eaux de ruissellement qui s’écoulent deces endroits vers les plans d’eau récepteurs, mêmesi ces rejets risquent d’avoir une incidence sur leseaux réceptrices.

De plus, on ignore le nombre exactde lieux d’entreposage des sels en exploitationau Canada. Selon les données obtenues desorganismes provinciaux et territoriaux, ceux-cigéreraient quelque 1 300 entrepôts de sels.Cependant, si l’on considère que d’autrespaliers de gouvernement (comme les comtéset les municipalités) et des organismes privéss’occupent également de l’entretien des routes,il est probable que le nombre réel d’entrepôts desels au Canada ait été grandement sous-estimé.Une autre incertitude a trait à la quantité de selsentreposés dans ces lieux. Des données et desestimations sur la quantité de sels entreposésont été présentées, mais il s’agit d’estimationsapproximatives. On a estimé, par exemple, que laquantité de sels entreposés dans ces lieux variede 45 à 21 000 tonnes. D’autres incertitudes onttrait au type de structures servant à l’entreposagedes sels de voirie, au nombre d’organismes quientreposent des mélanges de sels et d’abrasifsà l’extérieur, au pourcentage de sels dans cesmélanges, au rejet des eaux de lavage ainsi qu’àl’éventail des pratiques utilisées pour réduirel’incidence de l’entreposage des sels de voiriesur l’environnement.

L’utilisation de données sur l’expositionen milieux artificiels, par exemple les fossés,les emprises routières et les bassins de retenuedes eaux pluviales, pour estimer les effetsenvironnementaux possibles, crée une autreincertitude. Les environnements modifiés peuventavoir une importance écologique. Ainsi, dans


les régions fortement urbanisées, industrialiséesou agricoles, les paysages modifiés tels que lesemprises ou les bassins de retenue peuvent enfait être les seuls habitats disponibles pour bonnombre d’espèces, à l’échelle locale ou régionale,y compris des espèces sensibles et des organismesprotégés comme les oiseaux migrateurs. À cetitre, l’examen des effets potentiels dans cesenvironnements modifiés peut être justifiable et,dans certains cas, les concentrations observéesdans les milieux artificiels peuvent servirde valeurs substituts pour les concentrationssusceptibles d’être présentes dans les régionsadjacentes. Donc, les concentrations dansles fossés peuvent être représentatives desconcentrations susceptibles d’être présentesdans les cours d’eau ou les terres humidesadjacents aux routes, alors que les concentrationsdans les eaux souterraines, sous les installationsd’entreposage, peuvent être représentatives desconcentrations dans les eaux souterraines, dans lesalentours immédiats. Dans d’autres cas, toutefois,il pourrait être plus pertinent de considérer queles données sur des milieux artificiels offrent uneestimation des concentrations susceptibles d’êtrerejetées dans l’environnement après une dilutionfaible ou importante.

Les modèles utilisés pour estimerl’impact des sels de voirie sur les sols, les eauxde surface et les eaux souterraines comportenteux aussi certaines incertitudes. Au départ,toutes les hypothèses formulées pour caractériserles charges de sels de voirie (p. ex., répartitionégale sur l’ensemble du district d’entretien) ontété appliquées aux modèles. Qui plus est, cesmodèles ont été conçus de manière à être lesplus simples possibles, pour calculer desestimations approximatives raisonnables deseffets spatiaux des sels de voirie sur diversparamètres environnementaux, à l’échellenationale. En raison des variables nombreuses etsouvent confusionnelles qui entrent en jeu dansl’environnement, il a été impossible d’élaborer unmodèle fournissant des résultats propres à un lieu,et les calculs et les méthodes qui sous-tendent cesmodèles s’appuient sur des hypothèses régionales.Or si les différentes variables incluses dans cesmodèles avaient été mesurées en fonction de

chaque lieu, il aurait été possible d’obtenir,par modélisation, des estimations plus précisesde l’impact des sels de voirie sur ces différentsparamètres environnementaux. Aussi, lesestimations produites à partir de ces modèlesdoivent-elles être considérées comme étantcaractéristiques de la gamme d’effets susceptiblesde se produire à l’échelle nationale.

Certaines des données d’expositionprésentées ici ont été recueillies dans le cadre desprogrammes réguliers de surveillance de la qualitéde l’eau; les échantillons n’ont donc pas éténécessairement prélevés selon un protocole visantà évaluer les effets des sels de voirie sur la qualitéde l’eau. Des études comme celle menée parWhitfield et Wade (1992) montrent l’importancede la surveillance continue pour caractériser leseffets temporels des sels de voirie sur les coursd’eau, afin de préciser les fluctuations temporellesdes concentrations et déterminer si les organismessont exposés à des taux causant des effets aigusou chroniques. Cependant, peu de données desurveillance continue étaient disponibles et lesdonnées de surveillance recueillies sur plusieursannées ont servi à caractériser les concentrationsqui seraient caractéristiques dans certains lieux,à différentes périodes. De plus, quelques étudesbasées sur un échantillonnage continu ouprolongé ont permis de corroborer les résultatsd’autres études.

Faute de données de surveillancecontinue, il est difficile de déterminer si leséchantillons prélevés au hasard sont représentatifsdes concentrations maximales ou s’ils reflètentdavantage les concentrations ambiantes propres àcertaines périodes. Des données de surveillancerécentes inédites, portant sur six cours d’eau de larégion de Toronto entre septembre 2000 et avril2001, laissent croire que les concentrations dechlorure demeurent élevées durant tous les moisd’hiver. Ainsi, la concentration de chlorure dansles échantillons prélevés entre le 30 octobre et lafin d’avril, dans le ruisseau Etobicoke, le ruisseauMimico, la rivière Humber, la rivière Don, leruisseau Highland et la rivière Rouge, a variérespectivement de 448 à 3 771, de 419 à 5 376,de 264 à 2 110, de 87 à 2 247, de 51 à 1 755 et


de 101 à 434 mg/L (Ville de Toronto, 2001).Ces données concordent dans l’ensemble avecd’autres données qui ont servi à caractériser lesconcentrations de chlorure dans les cours d’eaude la Région du Grand Toronto. Ces données(et les données de surveillance présentéesprécédemment) semblent en outre indiquer queles organismes aquatiques dans ces cours d’eauseraient exposés à de fortes concentrations dechlorure tout au long de l’hiver et du printemps.D’autres études réalisées au Nouveau-Brunswickindiquent que les concentrations maximales sontatteintes durant l’été.

Une autre incertitude vient des espècessusceptibles d’être touchées par l’utilisationdes sels de voirie. Dans les sections sur lesécosystèmes aquatiques, la végétation, la fauneet les ferrocyanures, les valeurs de toxicité ontété comparées aux concentrations d’expositioncaractéristiques de la région en question. Àl’intérieur d’une région, toutefois, la distributiondes espèces et les concentrations d’expositioncorrespondantes peuvent varier. Malgré le degrécertain d’incertitude, des études de cas ont permisde réduire le niveau d’incertitude et de mettreen lumière le type d’impact auquel on peuts’attendre.

Diverses études de cas, venant étayerles effets des sels de voirie sur des paramètresenvironnementaux, sont en effet présentéesdans ce rapport d’évaluation et la documentationcomplémentaire. Cet examen des études de cas nedoit toutefois pas être considéré comme exhaustifet il est probable que ces études sous-estiment lenombre de cas où les concentrations de sels ontdépassé les niveaux préoccupants. Par ailleurs, laplupart des études de cas présentées ici ont étémises au premier plan en raison de l’altération dugoût de l’eau potable dans des sources alimentéespar les eaux souterraines, cette altération étant dueà l’élévation de la concentration de sels par suitede l’épandage de sels de voirie. Il est probableque peu de cas de contamination seraient décelésou déclarés dans les régions éloignées des sourcesd’eau potable.

Enfin, il est impossible de prévoirl’impact qu’auront les changements climatiquessur l’utilisation future de sels de voirie, cetteutilisation étant notamment liée à la fréquence età la durée des épisodes de précipitations durantlesquels la température de l’air se situe environentre –10 °C et 0 °C. On peut s’attendretoutefois à ce que toute augmentation annuellede l’évapotranspiration ou toute diminutiondes précipitations entraînent une hausse de laconcentration de chlorure et d’autres solutésdans les eaux de surface et les eaux souterrainespeu profondes. Des données sur le terrainrecueillies dans la région des lacs expérimentaux,dans l’ouest de l’Ontario, indiquent qu’uneaugmentation de la température moyenne de l’air,de 14 °C à 16 °C, a entraîné une hausse de 30 %de l’évaporation (Schindler et al., 1996). Malgrél’accroissement prévu des précipitations danscertaines parties du bassin des Grands Lacs,on s’attend également à une forte hausse del’évapotranspiration dans le bassin versant desGrands Lacs, ce qui se traduira par une réductiondes terres humides (Mortsch et Quinn, 1996) etune hausse correspondante des concentrations desolutés.

3.8.4 Conclusions

Chaque année, près de cinq millions de tonnesde sels de voirie qui contiennent des selsinorganiques de chlorure avec ou sans selsde ferrocyanure sont utilisées au Canada.La presque totalité de ces sels se retrouve dansl’environnement, que ce soit à la suite de leurépandage sur le réseau routier ou de pertesprovenant des entrepôts de sels ou des lieuxd’élimination de la neige. Le présent rapport adéfini les situations où les concentrations dansl’environnement sont supérieures ou comparablesaux concentrations ayant des effets nocifs sur lespropriétés physiques des sols ou des cours d’eau,ou sur les organismes associés à des habitatsdulcicoles et terrestres, à de nombreux endroitsau Canada.

La contamination locale et régionaledes eaux souterraines peut donner lieu, parfoisaprès plusieurs années ou décennies, à de fortes


concentrations de chlorure, y compris à desconcentrations supérieures aux valeurs de toxicitéaiguë et chronique pour les organismes présentsdans les sources d’eau.

Dans les eaux de surface associées à desroutes ou des lieux d’entreposage, des épisodesde salinité ont été observés durant l’hiver et auprintemps dans certains cours d’eau urbains, cestaux se situant dans l’intervalle des valeurs detoxicité aiguë mesurées en laboratoire. Les relevésfaisant état de niveaux d’exposition plus faibles,variant d’un taux se rapprochant des niveaux detoxicité chronique calculés en laboratoire à destaux légèrement supérieurs aux taux de salinitéde fond, sont plus fréquents et plus répandus.Certains changements mesurables dans le bioteou les communautés aquatiques, ou les deux, ontété observés en laboratoire et sur le terrain à cesconcentrations plus faibles, y compris des effetspossibles sur la stratification des lacs.

L’augmentation des charges de sels dansles sols peut modifier les propriétés essentiellesau maintien d’un sol en santé. Un certain nombred’études sur le terrain font état de dommages à lavégétation et de modifications dans la structure dela phytocénose, dans les régions perturbées par lessels de voirie sous l’effet du ruissellement ou dela dispersion atmosphérique. En outre, des tauxélevés de sodium et de chlorure dans le sol, oul’exposition atmosphérique au sodium et auchlorure, ont souvent été rapportés, à des niveauxayant un impact sur la croissance, la reproductionet la survie d’espèces végétales sensibles quipoussent le long des routes et des cours d’eauqui reçoivent les eaux de ruissellement des routeset des lieux d’entreposage des sels de voirie.

Des effets comportementaux ettoxicologiques ont aussi été observés chez desmammifères et des oiseaux exposés aux sels devoirie, effets qui peuvent aussi se répercuter surl’habitat de la faune en réduisant le couvertvégétal ou en modifiant les communautés dontla faune dépend pour se nourrir ou s’abriter.

Comme les ferrocyanures peuvent sedissocier dans l’environnement pour formerdu cyanure, certains organismes aquatiquespourraient subir les effets nocifs du cyanure dansles régions où l’on fait un grand usage des selsde voirie.

Même s’il est impossible de quantifierl’importance écologique de bon nombre des effetspotentiels décrits précédemment, il ne fait aucundoute, à la lumière des données disponibles, qu’ilexiste une probabilité raisonnable que les sels devoirie qui contiennent des sels inorganiques dechlorure avec ou sans sels de ferrocyanure aient,immédiatement ou à long terme, un effet nocif surcertains organismes des eaux de surface, certainsvégétaux terrestres et certaines espèces fauniquesdu Canada et qu’ils pourraient également mettreen danger l’environnement essentiel pour la vie àcause de leurs effets sur les systèmes aquatiques,les sols et les habitats terrestres. Par conséquent,les sels de voirie qui contiennent des selsinorganiques de chlorure avec ou sans selsde ferrocyanure devraient être considérés« toxiques » en vertu de la LCPE de 1999, enraison des menaces tangibles de dommagesenvironnementaux graves ou irréversibles qui ysont associées.


LCPE 1999 64a) : À la lumière des donnéesdisponibles, on considèreque les sels de voiriequi contiennent des selsinorganiques de chlorureavec ou sans sels deferrocyanure pénètrentdans l’environnementen une quantité ouconcentration ou dansdes conditions de nature àavoir, immédiatement ou àlong terme, un effet nocifsur l’environnement ou ladiversité biologique. Parconséquent, on conclutque les sels de voirie quicontiennent des selsinorganiques de chlorureavec ou sans sels deferrocyanure sont« toxiques » au sensde l’alinéa 64a) de laLCPE 1999.

LCPE 1999 64b) : À la lumière des donnéesdisponibles, on considèreque les sels de voirie quicontiennent des selsinorganiques de chlorureavec ou sans sels deferrocyanure pénètrent dansl’environnement en unequantité ou concentrationou dans des conditionsde nature à mettre endanger l’environnementessentiel pour la vie. Parconséquent, on conclutque les sels de voiriequi contiennent des selsinorganiques de chlorureavec ou sans sels deferrocyanure sont« toxiques » au sensde l’alinéa 64b) de laLCPE 1999.

Conclusion globale : Sur la base de l’évaluation

critique des donnéespertinentes, les sels de voiriequi contiennent des selsinorganiques de chlorureavec ou sans sels deferrocyanure sont considérés« toxiques » au sens del’article 64 de la LCPE 1999.

3.9 Considérations pour le suivi(mesures à prendre)

Le recours aux fondants est une composanteimportante des stratégies visant à maintenir lesroutes ouvertes et sûres durant l’hiver et à réduireles accidents routiers, les blessures et la mortalitéassociés aux périodes de neige et de verglas.La Commission consultative d’experts auprèsdes ministres sur la deuxième liste de substancesd'intérêt prioritaire (LSIP) reconnut ces avantagesdans sa recommandation d'évaluer leurs effetspotentiels sur l’environnement. Toute mesureélaborée à la suite de la présente évaluation nedevra pas compromettre la sécurité routière; lechoix d’options devra être fondé sur l’optimisationdes pratiques d’entretien des routes en hiver afinde ne pas compromettre la sécurité routière touten minimisant les effets nocifs possibles surl’environnement. Toute mesure prise pour diminuerles effets sur l’environnement réduira probablementaussi la contamination des sources souterrainesd'eau potable, ce qui est assurément désirable.

Les activités futures de gestion devraientse concentrer sur les principales préoccupationsque l’évaluation a mises en lumière, c'est-à-dire lesentrepôts de sels, l’épandage sur les routes, les lieuxd’entreposage de la neige et les ferrocyanures.

• Entrepôts de sels : Les principalespréoccupations touchent à la contamination deseaux souterraines dans les entrepôts de sels etaux rejets dans les eaux de surface. En outre,le ruissellement des eaux salées de la fonte desneiges peut avoir des effets directs sur les eaux


de surface et sur la végétation adjacente auxentrepôts. À la lumière des sondages et desrecensions, les pertes de sels des entrepôts desels se produisent à partir des amas (ce quiinclut les amas de sels ainsi que les amas desable et de gravier auxquels on a ajouté dessels) et pendant la manutention du sel, tant lorsde son entreposage que pour le chargement et ledéchargement des camions. Le rejet des eauxde lavage des véhicules constitue lui aussi unesource potentielle de pertes de sels. On devraitdonc considérer prendre des mesures et despratiques pour s'assurer que les sels et lesabrasifs sont entreposés de manière à réduireles pertes en les protégeant des intempéries,pour réduire les pertes pendant les déplacementset pour améliorer la gestion des eaux deruissellement et de lavage afin de réduireles rejets.

• Épandage sur les routes : Les principalespréoccupations écologiques sont liées auxrégions à forte densité routière où le recours auxsels de voirie est élevé. Les régions du sud del’Ontario et du Québec et les provinces del’Atlantique ont les plus hauts taux d’épandagepar superficie et ont donc le plus fort potentielde contamination des sols et des eaux de surfaceet souterraines par les sels de voirie due àl’épandage sur les routes. En outre, des régionsurbaines d’autres parties du Canada où degrandes quantités de sels sont épandues peuventcauser des problèmes, en particulier pour lesruisseaux et les aquifères complètemententourés par la région urbaine. Dans les régionsrurales, les eaux de surface réceptrices duruissellement des routes sont aussi susceptiblesde contamination. Les zones où deséclaboussures ou des gouttelettes d’eau saléesprovenant des routes peuvent être transportéesdans l’atmosphère vers la végétation sensibledoit retenir l’attention. Les terres humidesdirectement adjacentes aux fossés des routes etqui reçoivent le ruissellement sous forme d'eauxsalées de la fonte des neiges doivent aussiretenir l’attention pour la gestion. En

conséquence, on devrait considérer prendre desmesures en vue de réduire l'utilisation globaledes sels de voirie dans ces régions. On devraitpenser à choisir des produits de remplacementou des techniques appropriées permettant deréduire l’utilisation des sels tout en assurant lemaintien de la sécurité des routes.

• Lieux d’entreposage de la neige : Lesprincipales préoccupations écologiques touchentl’écoulement des eaux de la fonte des neigesdans les eaux de surface, dans le sol et les eauxsouterraines dans les lieux d’entreposage de laneige. Des mesures devraient être considéréespour minimiser la percolation dans le sol etles eaux souterraines, et pourraient diriger lesrejets des eaux salées de la fonte des neigesvers des eaux de surface dont la sensibilitéenvironnementale est faible ou vers les systèmesd'évacuation des eaux pluviales. Des mesuresdevraient aussi être considérées pour que leseaux soient suffisamment diluées avant d'êtrerejetées.

• Ferrocyanures : La présente évaluation indiqueque l'exposition aux ferrocyanures peut avoirdes effets nocifs sur les vertébrés aquatiques lesplus sensibles dans les régions à forte utilisationde sels de voirie. On pourrait diminuer lesrisques en réduisant la quantité de sels utiliséeou en réduisant la teneur en ferrocyanures desformules de sels de voirie. Les fabricants desels de voirie devraient songer à réduire lateneur en ferrocyanures des sels de voirie afinde minimiser les possibilités d'exposition. Touteréduction de l’utilisation globale des sels devoirie entraînerait une réduction équivalentedes rejets de ferrocyanures.


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Les données utiles à l’évaluation du caractère« toxique » ou non des sels de voirie pourl’environnement, au sens de la LCPE 1999, ontété trouvées dans des documents de synthèse etdes documents de recherche publiés ainsi qu’àpartir de recherches en ligne effectuées entrejanvier et mai 1996 dans les bases de donnéessuivantes : Aqualine (1990-1996), ASFA (AquaticSciences and Fisheries Abstracts, CambridgeScientific Abstracts, 1996), BIOSIS (BiosciencesInformation Services, 1990-1996), CAB (Bureauxagricoles du Commonwealth, 1990-1996),CESARS (Chemical Evaluation Search andRetrieval System, ministère de l’Environnementde l’Ontario et Michigan Department of NaturalResources, 1996), Chemical Abstracts (ChemicalAbstracts Service, Columbus (Ohio), 1990-1996),CHRIS (Chemical Hazard Release InformationSystem, 1964-1985), Current Contents (Institutefor Scientific Information, 1990-1992, 1996),ELIAS (Système automatisé intégré desbibliothèques de l’environnement, Bibliothèqued’Environnement Canada, janvier 1996),Enviroline (R.R. Bowker Publishing Co.,novembre 1995 – juin 1996), EnvironmentalAbstracts (1975 – février1996), EnvironmentalBibliography (Environmental Studies Institute,International Academy at Santa Barbara, 1990-1996), GEOREF (Geo Reference InformationSystem, American Geological Institute, 1990-1996), HSDB (Hazardous Substances Data Bank,U.S. National Library of Medicine, 1990-1996),Life Sciences (Cambridge Scientific Abstracts,1990-1996), NTIS (National TechnicalInformation Service, U.S. Department ofCommerce, 1990-1996), Pollution Abstracts(Cambridge Scientific Abstracts, U.S. NationalLibrary of Medicine, 1990-1996), POLTOX(Cambridge Scientific Abstracts, U.S. NationalLibrary of Medicine, 1990-1995), RTECS

(Registry of Toxic Effects of Chemical Substances,U.S. National Institute for Occupational Safetyand Health, 1996), Toxline (U.S. NationalLibrary of Medicine, 1990-1996), TRI93 (ToxicChemical Release Inventory, U.S. EnvironmentalProtection Agency, Office of Toxic Substances,1993), US EPA-ASTER (Assessment Tools for theEvaluation of Risk, U.S. Environmental ProtectionAgency, jusqu’au 21 décembre 1994),WASTEINFO (Waste Management InformationBureau of the American Energy Agency, 1973 –septembre 1995) et Water Resources Abstracts(Geological Survey, U.S. Department of theInterior, 1990-1996). On a eu recours à RevealAlert pour maintenir un dossier continu de ladocumentation scientifique actuelle relative auxeffets environnementaux potentiels des sels devoirie.

De plus, l’Association des transportsdu Canada a révisé l’information sur les sels devoirie à base de sodium et de calcium, dans lecadre de son programme sur la gestion des selsde voirie (ATC, 1999).

Enfin, des groupes de travail individuelsont effectué des recherches en vue d’étayerdifférentes parties de la documentationcomplémentaire. Les stratégies de recherche etles sources de données utilisées sont définiesdans chacun de ces rapports.

On n’a pas tenu compte des donnéesobtenues après mai 2001 dans la présenteévaluation.


ANNEXE A STRATÉGIES DE RECHERCHE UTILISÉES

POUR LES DONNÉES PERTINENTES

Brownlee, L., P. Mineau et A. Baril. 2000. Riskcharacterization for wildlife. Rapport présentéau Groupe-ressource environnementald’Environnement Canada chargé d’évaluerles sels de voirie inscrits sur la Liste des sub-stances d’intérêt prioritaire de la LCPE,mai 2000, Direction de l’évaluation des pro-duits chimiques commerciaux, EnvironnementCanada, Hull (Québec).

Butler, B.J. et J. Addison. 2000. Biological effectsof road salts on soils. Rapport présenté auGroupe-ressource environnementald’Environnement Canada chargé d’évaluerles sels de voirie inscrits sur la Liste des sub-stances d’intérêt prioritaire de la LCPE, mars2000, Direction de l’évaluation des produitschimiques commerciaux, EnvironnementCanada, Hull (Québec).

Cain, N.P., B. Hale, E. Berkelaar et D. Morin.2001. Critical review of effects of NaCl andother road salts on terrestrial vegetation inCanada. Rapport présenté au Groupe-ressourceenvironnemental d’Environnement Canadachargé d’évaluer les sels de voirie inscrits surla Liste des substances d’intérêt prioritaire dela LCPE, juillet 2001, Direction des substancesexistantes, Environnement Canada, Hull(Québec).

Delisle, C.E. et L. Dériger. 2000. Caractérisationet élimination des neiges usées : impacts surl’environnement. Rapport présenté au Groupe-ressource environnemental d’EnvironnementCanada chargé d’évaluer les sels de voirieinscrits sur la Liste des substances d’intérêt pri-oritaire de la LCPE, Direction de l’évaluationdes produits chimiques commerciaux,Environnement Canada, Hull (Québec).

Environnement Canada. 1997. CanadianEnvironmental Protection Act — Problem for-mulation for the environmental assessment ofthe Priority Substance road salts, backgrounddocument, draft. Direction de l’évaluation desproduits chimiques commerciaux,EnvironnementCanada, Hull (Québec).

Evans, M. et C. Frick. 2001. The effects of roadsalts on aquatic ecosystems. Projet de rapport,Institut national de recherche sur les eaux,Saskatoon (Saskatchewan). Rapport présentéau Groupe-ressource environnementald’Environnement Canada chargé d’évaluer lessels de voirie inscrits sur la Liste des sub-stances d’intérêt prioritaire de la LCPE, juillet2001, Direction des substances existantes,Environnement Canada, Hull (Québec).

Johnston, C.T., R.C. Sydor et C.L.S. Bourne. 2000.Impact of winter road salting on the hydrogeo-logic environment — an overview. Projet derapport, Stantec Consulting Ltd., Kitchener(Ontario). Rapport présenté au Groupe-ressource environnemental d’EnvironnementCanada chargé d’évaluer les sels de voirieinscrits sur la Liste des substances d’intérêt pri-oritaire de la LCPE, mai 2000, Direction del’évaluation des produits chimiques commerci-aux, Environnement Canada, Hull (Québec)

Letts, A.D. 2000. Effects of sodium ferrocyanidederived from road salting on the ecosystem,Morton Salt, Morton International Inc.,Chicago (Illinois). Rapport présenté auGroupe-ressource environnementald’Environnement Canada chargé d’évaluerles sels de voirie inscrits sur la Liste des sub-stances d’intérêt prioritaire de la LCPE,mai 2000, Direction de l’évaluation des pro-duits chimiques commerciaux, EnvironnementCanada, Hull (Québec)

Mayer, T., W.J. Snodgrass et D. Morin. 1999.Spatial characterization of the occurrenceof road salts and their environmental concen-trations as chlorides in Canadian surfacewaters and benthic sediments, EnvironnementCanada. Rapport INRE 99-097 (révisé 20010.44pp..


Morin, D. 2000. Environmental impacts from thespreading and storage of road salts: Casestudies. Documentation complémentaire pourl’évaluation des sels de voirie inscrits sur laLSIP. Rapport présenté au Groupe-ressourceenvironnemental sur les sels de voirie,Direction de l’évaluation des produitschimiques commerciaux, EnvironnementCanada, mai 2000, 84 p.

Morin, D. et M. Perchanok. 2000. Road saltloadings in Canada. Documentationcomplémentaire pour l’évaluation des selsde voirie inscrits sur la LSIP. Rapport présentéau Groupe-ressource environnementald’Environnement Canada chargé d’évaluerles sels de voirie inscrits sur la Liste dessubstances d’intérêt prioritaire de la LCPE,mai 2000, Direction de l’évaluation desproduits chimiques commerciaux,Environnement Canada, Hull (Québec), 85 p.

Morin, D., W. Snodgrass, J. Brown et P.A. Arp.2000. Impacts evaluation of road salt loadingson soils and surface waters. Documentationcomplémentaire pour l’évaluation des sels devoirie inscrits sur la LSIP. Rapport présentéau Groupe-ressource environnementald’Environnement Canada chargé d’évaluerles sels de voirie inscrits sur la Liste dessubstances d’intérêt prioritaire de la LCPE,juin 2000, Direction de l’évaluation desproduits chimiques commerciaux,Environnement Canada, Hull (Québec), 76 p.

Snodgrass, W.J. et D. Morin. 2000. Patrol(maintenance/works) yards. Documentationcomplémentaire pour l’évaluation des selsde voirie inscrits sur la LSIP. Rapportprésenté au Groupe-ressource environnementald’Environnement Canada chargé d’évaluerles sels de voirie inscrits sur la Liste dessubstances d’intérêt prioritaire de la LCPE,juillet 2000, Direction de l’évaluation desproduits chimiques commerciaux,Environnement Canada, Hull (Québec).


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Loi canadienne sur la protection de l’environnement …2.2.1.5 Utilisation provinciale et municipale de sels comme abat-poussière .....17 2.2.2 Résultats ... 2.2.2.2 Chlorure de