Sels d’aluminium, contenu final : chapitre 2.2

2. Résumé des informations nécessaires à l'évaluation du caractère toxique au sens de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999)

2.2 Caractérisation de la pénétration dans l'environnement

2.2.1 Production, importation, exportation et utilisation

Le sulfate d’aluminium et le chlorure d’aluminium sont produits au Canada, alors que le nitrate d’aluminium est importé. L’information concernant les sources et les émissions de sels d’aluminium, ou de l’aluminium résultant de l’utilisation de ces sels, a été initialement obtenue à partir d’une enquête menée par l’industrie en vertu de l’article 16 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (LCPE, 1988) (LCPE, 1988; Environnement Canada, 1997). Quant à l’information relative à l’utilisation du chlorure et du sulfate d’aluminium dans les stations de traitement des eaux, elle a été fournie volontairement par les municipalités canadiennes avec l’aide des autorités provinciales et territoriales. En 2007, des recherches supplémentaires ont été menées dans le but de revoir les modèles d’utilisation et les quantités d’aluminium provenant de sources déjà identifiées, ainsi que de déterminer et quantifier les nouvelles sources potentielles d’aluminium résultant de l’application des sels d’aluminium au Canada (Cheminfo Services Inc., 2008).

Le tableau 2.2 nous donne, pour l’année 2006, une estimation de la production, l’importation, l’exportation et la consommation des sels d’aluminium, issue essentiellement des données fournies par les producteurs canadiens. À moins d’indication contraire, les quantités du Tableau 2.2 et le texte les accompagnants représentent la quantité d’aluminium élémentaire de chaque sel plutôt que la quantité totale du sel. Les formes polymères du chlorure et du sulfate d’aluminium sont traitées séparément, puisqu’elles sont généralement utilisées seules ou mélangées à d’autres sels dans les procédés de traitement des eaux. En 2006, aucun producteur ou utilisateur de nitrate d’aluminium n’a été identifié, ce qui explique le manque de données numériques disponibles. Les importations de ce sel au Canada devaient probablement être peu importantes cette année-là, dû au faible volume d’applications. La consommation canadienne totale d’aluminium sous forme de sels d’aluminium en 2006 a été estimée à 16,1 kilotonnes, dont environ 80 % ont été attribuées au sulfate d’aluminium et le restant attribué principalement au chlorure de polyaluminium (CPA) (Cheminfo Services Inc., 2008). Près de 80 % de la demande totale en aluminium était destinée au traitement des eaux dans les municipalités et le restant destiné surtout aux stations de traitement des eaux douces et usées industrielles au Canada.

Cinq compagnies ont monopolisé la production des sels d’aluminium utilisés au Canada en 2006 (Cheminfo Services Inc., 2008). Les importations et les exportations s’équilibrent grossièrement : les premières représentent environ 10 % de la consommation domestique en 2006 et les deuxièmes environ 14 % de la production. L’alun, le CPA et le chlorhydrate d’aluminium (CHA) constituent la majeure partie de ces importations. Quant aux exportations, elles touchent surtout le CPA et l’alun.

La demande totale canadienne en sels d’aluminium est restée relativement constante entre 2000 et 2006 (Cheminfo Services Inc., 2008). Selon les producteurs de sels, la demande pour l’alun et l’aluminate de sodium a diminué durant cette période, tandis que celle pour le CPA, le CHA et le polyaluminium-silicate-sulfate (PASS) a augmenté. Alors que les besoins généraux en sels d’aluminium pour le traitement des eaux municipales ont légèrement augmenté, ceux des usines de pâtes et papiers ont chuté. La quantité totale d’aluminium contenu dans les sels utilisés au Canada n’a pas changé et reste proche de 16 kilotonnes par année (Cheminfo Services Inc., 2008).

2.2.1.1 Chlorure d’aluminium

On utilise le chlorure d’aluminium sous forme anhydre ou hydratée. La forme anhydre est un catalyseur des réactions de Friedel-Crafts, servant à la fabrication du caoutchouc, au craquage du pétrole et à la fabrication de lubrifiants. La forme hydratée est utilisée par l’industrie pharmaceutique comme ingrédient actif dans les désodorisants et les antisudorifiques ainsi que pour la conservation du bois et la fabrication d’adhésifs, de pigments, de résines, d’engrais, et d’astringents (Germain et al., 2000; Pichard 2005; Merck 2006). Les formes polymériques, essentiellement le CPA et le CHA, servent principalement de floculant dans le traitement de l’eau.

Parmi les trois chlorures d’aluminium, le CPA a le plus gros volume canadien de production et d’utilisation. La demande en CPA a augmenté entre 2000 et 2006, à cause de son application croissante dans le traitement de l’eau (Cheminfo Services Inc., 2008). Une augmentation similaire des besoins en CPA s’observe aussi dans d’autres applications, telles que le traitement des eaux douces industrielles, le traitement des eaux usées municipales et industrielles ainsi que pour les additifs des usines de pâtes et papiers (Cheminfo Services Inc., 2008). Quant au chlorure d’aluminium et au CHA, ils ont une production et une demande nettement moins élevées. La consommation canadienne du premier reste stable entre 2000 et 2006, tandis que la demande du second a surtout augmenté dans le domaine du traitement des eaux usées industrielles, comparativement aux autres secteurs d’application (Cheminfo Services Inc., 2008).

2.2.1.2 Nitrate d’aluminium

Le nitrate d’aluminium sert de réactif chimique (catalyseur) dans l’industrie du tannage du cuir, d’antisudorifique, d’inhibiteur de la corrosion, et dans la fabrication d’abrasifs, de produits réfractaires, de céramiques, de catalyseurs, du papier, de bougies, de casseroles, de pierres précieuses artificielles et de fibres résistantes à la chaleur (Budaveri et al., 1989; Pichard, 2005). Il peut également être utilisé comme adsorbant en chromatographie pour la production de membranes, dans le secteur de l’extraction de l’uranium et comme agent de nitration dans l’industrie alimentaire (Merck, 2006).

Au Canada, on ne connaît aucun producteur de nitrate d’aluminium et seul un utilisateur a été identifié lors d’une étude effectuée en 1997 par Environnement Canada (1997). Celui-ci a indiqué qu’il avait utilisé moins de 400 kg de nitrate d’aluminium pour la fabrication d’engrais exportés aux États-Unis. Il est probable que des quantités minimes de nitrate d’aluminium soient importées au Canada, en raison du faible volume d’applications, dont les travaux de laboratoire, la fabrication du cuir, celle des feux d’artifices et autres applications mineures (Cheminfo Services Inc., 2008).

2.2.1.3 Sulfate d’aluminium

Au Canada, le sulfate d’aluminium est principalement utilisé comme coagulant et floculant pour le traitement des eaux, mais on l’utilise également dans l’industrie du cuir, dans l’industrie du papier en guise de mordant pour la teinture ainsi que pour l’ignifugation et l’imperméabilisation des textiles et la fabrication de résines, d’engrais et de pigments (Germain et al., 2000; Pichard, 2005; Merck, 2006). Le Forum canadien sur les produits fertilisants informe que le sulfate d’aluminium ou alun est utilisé comme régulateur du pH du sol dans l’industrie des pelouses et des jardins (courriel du Forum canadien sur les produits fertilisants à J. Pasternak, Environnement Canada; aucune référence, 2008). Il peut également servir à l’imperméabilisation du béton et à la décoloration du pétrole ainsi que dans la fabrication des antisudorifiques et des pesticides (Budaveri etal., 1989) et dans le traitement des lacs eutrophes ou mésotrophes, afin de réduire la charge en matières nutritives présentes dans l’eau. L’alun (Al₂(SO₄)₃) et l’aluminate de sodium (Na₂Al₂O₄) sont tous deux des coagulants et des floculants très efficaces, qui adsorbent et précipitent le phosphore soluble et d’autres composés tels que la matière organique et agglomérats qui se déposent au fond des lacs. Dans les solutions saturées, le sulfate d’aluminium est considéré comme un léger corrosif qui peut être appliqué sur des ulcères à des concentrations de 5 % à 10 % pour prévenir la sécrétion de mucus (Pichard, 2005). Il peut aussi se trouver dans des produits alimentaires comme la levure chimique.

En 2006, on a estimé la production de sulfate d’aluminium au Canada à près de 276 kilotonnes (11,9 kilotonnes d’aluminium); 15 kilotonnes (0,6 kilotonnes d’aluminium) ont été importées et 12 kilotonnes (0,5 kilotonnes d’aluminium) ont été exportées (tableau 2.2). Les stations municipales de traitement des eaux ont été les principales consommatrices, utilisant 84 % de la demande totale. Les 15,8 % de la consommation restante ont été attribués aux industries des pâtes et papiers et aux stations de traitement des eaux industrielles.

2.2.2 Sources et rejets

Au Canada, on trouve du sulfate d’aluminium, comme l’aluminite et l’alunite, à l’état naturel dans certains milieux géologiques restreints. Par contre, le chlorure et le nitrate d’aluminium n’existent pas à l’état naturel. Les minéraux de sulfate d’aluminium naturels peuvent libérer de l’aluminium. Étant donné que l’aluminium est un constituant commun des roches, où il existe principalement sous forme de silicates d’aluminium (kaolin, boehmite, argile, gibbsite et feldspath, par exemple), l’altération lente peut rejeter de l’aluminium dans l’environnement de  surface. Il est impossible de distinguer l’aluminium résultant d’activités humaines présent dans les eaux de surface de l’aluminium d’origine naturelle libéré par l’altération des minéraux alumineux.

Le chlorure, le nitrate et le sulfate d’aluminium sont produits et utilisés commercialement dans de nombreux secteurs au Canada. Les rejets prévisibles d’aluminium dans le milieu ambiant, attribuables à sa présence dans certains produits commerciaux, sont limités. Par contre, on peut s’attendre à des rejets plus importants provenant de l’utilisation du chlorure et du sulfate d’aluminium dans les stations de traitement de l’eau (eaux industrielles, eau potable ou eaux usées). Dans ces applications, l’aluminium réagit rapidement pour produire une boue généralement constituée d’hydroxyde d’aluminium Al(OH)₃. Les boues produites par les stations municipales de traitement des eaux usées (SMTEU) ou par les industries sont en grande partie acheminées vers des sites d’enfouissement sanitaire ou répandues sur les terres, le reste étant composté, conservé dans des lagunes permanentes ou incinéré avant d’être enfoui (Germain et al., 2000). La plupart des provinces réglementent leurs stations de traitement de l’eau grâce à un système de permis ou d’autorisations. Les boues provenant de la purge des clarificateurs ou celles qui s’accumulent dans les bassins de décantation des stations de traitement de l’eau ne peuvent être rejetées directement dans le milieu aquatique; elles sont rejetées dans les égouts, incinérées avec celles produites par les SMTEU, conservées dans des lagunes, épandues sur les terres ou mises en décharges. De même, dans plusieurs provinces, les eaux de rinçage utilisées pour nettoyer les filtres ne peuvent être rejetées directement dans un plan d’eau, et sont souvent déviées vers des étangs de décantation ou vers des SMTEU, si elles ont les conditions requises. Bien qu’à l’heure actuelle la plupart des provinces, comme l’Alberta, le Manitoba, l’Ontario et le Nouveau-Brunswick, ne permettent pas, en règle générale, les rejets directs, il se pourrait que certaines stations existantes continuent à le faire. Ces provinces exigent en général des études d’impact sur l’environnement et n’autoriseront les rejets directs que si des solutions de rechange ont été envisagées au préalable. Certaines stations de traitement de l’eau importantes telles que celles de Britannia et de l’île Lemieux à Ottawa ont récemment aboli leurs décharges directes vers un plan d’eau. D’autres, comme l’Alberta, essaient de trouver des solutions de rechange aux rejets directs. Dans certaines provinces (la Saskatchewan, la Nouvelle-Ecosse et Terre-Neuve), ces rejets directs peuvent être autorisés par les autorités provinciales, s’il est démontré au préalable qu’ils n’auront aucun effet négatif (déterminé à partir de critères variés) sur les cours d’eau. Quant à l’Île-du-Prince Édouard, le Yukon, les Territoires du Nord-Ouest et le Nunavut, ils emploient peu (ou pas du tout) de coagulant pour le traitement de leur eau et ont une réglementation concernant le rejet des boues produites par leurs stations de traitement de l’eau dans le milieu aquatique (Environnement Canada, inédit, 2008a).

Même si l’aluminium provenant de ces types de rejets se trouve en majeure partie sous forme particulaire, une certaine proportion se présente sous forme dissoute, la forme considérée comme facilement absorbée et donc biodisponible pour les organismes aquatiques. La discussion qui suit abordera les rejets d’aluminium en général, tout en portant une attention particulière aux formes dissoutes. Cette démarche s’est avérée nécessaire à cause du nombre très limité d’études portant sur les concentrations d’aluminium monomère dans l’environnement ou dans les rejets d’origine anthropique.

2.2.2.1 Sources naturelles

Le dépôt atmosphérique d’aluminium sur les terres ou dans l’eau est minime comparativement aux rejets internes causés par l’altération et l’érosion des roches, des sols et des sédiments (Driscoll et al., 1994). L’altération et l’érosion des roches contenant de l’aluminium entraînent le rejet de cette substance dans les sols et les cours d’eau, en partie sous forme de Al³⁺ et d’autres substances anioniques et cationiques dissoutes, selon le pH et la disponibilité d’ions de complexation (Garrett, 1998). Ces rejets seront toutefois limités comparativement à ceux provenant de l’altération et de l’érosion des silicates d’aluminium.

Il n’existe aucune estimation fiable, à l’échelle mondiale, des quantités d’aluminium rejetées dans l’environnement par l’intermédiaire des processus naturels, c’est-à-dire principalement sous forme de silicates d’aluminium. Le dosage de l’aluminium total ou dissous rejeté au Canada et ailleurs est une opération difficile qui ne peut donner que des estimations grossières. En utilisant la valeur du flux global de 2,05 g/m² par année proposée par Garrels et al. (1975), on a estimé une valeur totale des rejets d’aluminium (y compris les matières particulaires) d’environ 20,45 millions de tonnes par année pour le Canada. Des études sur les apports dus à l’altération dans des bassins-versants particuliers du Canada et des États-Unis ont donné, après extrapolation pour l’ensemble du Canada, des résultats similaires, quoique légèrement plus faibles (2 à 20 millions de tonnes par année) (Likens et al., 1977; Kirkwood et Nesbitt, 1991).

2.2.2.2 Sources anthropiques

On possède très peu d’informations sur les rejets historiques des trois sels d’aluminium. Les rejets accidentels sont signalés dans la base de données du Système national d'analyse des tendances des urgences (NATES) d’Environnement Canada et plus récemment, dans celle du Système national de renseignement sur l’application de la loi reliée à l’environnement (NEMISIS). Entre 1974 et 1991, 24 événements ont entraîné le rejet de 316,2 tonnes de sulfate d’aluminium, principalement en milieu terrestre, qu’on a réussi à récupérer dans une proportion d’environ 80 %. Quatre rejets accidentels de chlorure d’aluminium sont survenus en 1986 et en 1987, et la substance n’a pu être récupérée que dans deux cas, ce qui donne des rejets totaux de 18,18 tonnes (Environnement Canada, 1995). Six rejets de sulfate d’aluminium ont été signalés entre 1992 et 2008. Environ 40 000 litres de sulfate d’aluminium ont été rejetés durant cette période, à la fois en milieux terrestre et aquatique, et ne semblent pas avoir été récupérés. Aucun de ces accidents signalés ne concernait les rejets d’effluents municipaux ou industriels (Environnement Canada, 2008b).

Les stations municipales de traitement des eaux sont les principales consommatrices de sulfate d’aluminium, de chlorure d’aluminium et d’autres produits polymériques à base d’aluminium. Les sels d’aluminium servent à assurer la coagulation et la floculation des particules fines en suspension ou solubles, pour en permettre ensuite la sédimentation et la filtration. Lors du processus d’agglomération ou de coagulation, la plus grande partie de l’aluminium associé aux sels d’aluminium ajoutés s’hydrolyse pour produire de l’hydroxyde d’aluminium qui précipite et devient partie intégrante du floculat. Cet aluminium fait donc partie de la boue générée par le processus de traitement. Il est possible qu’une petite quantité de l’aluminium ajouté persiste dans l’eau traitée, soit sous forme particulaire colloïdale (Al(OH)₃), soit sous forme soluble AlOH²⁺, Al(OH)₂⁺, Al(OH)₃ et Al(OH)₄-, par exemple), selon les conditions du processus de traitement et plus particulièrement du pH (Stumm et Morgan, 1981) (voir figure 2.1).

Bien qu’il n’existe aucun inventaire complet des rejets d’aluminium dus à l’utilisation commerciale des sels d’aluminium, des estimations d’ordre de grandeur basées sur les informations fournies par les producteurs et utilisateurs canadiens confirment que la majorité des rejets est associée aux processus de traitement des eaux usées (environ 43 % en 2006) et qu’à peu près 36 % proviennent des stations de traitement de l’eau (tableau 2.3; Cheminfo Services Inc., 2008). Toutes les autres sources sont relativement mineures. Encore une fois, la plupart des quantités représentent l’aluminium élémentaire de chaque sel. Environ trois quarts des rejets sont expédiés en milieu terrestre vers des sites d’enfouissement sanitaire, des terres agricoles ou des lagunes. On estime que 5 % de l’aluminium utilisé par les usines de pâtes et papiers pour l’encollage du papier est rejeté dans les cours d’eau (fleuves ou lacs), alors que 95 % est contenu dans le papier, qui sera lui aussi éliminé dans des décharges ou composté en proportion croissante (courriel de l’Association canadienne des eaux potables et usées à J. Pasternak, Environnement Canada; aucune référence, 2008).

La plupart des rejets d’aluminium proviennent de l’utilisation du sulfate d’aluminium, le sel d’aluminium ayant le taux de consommation le plus élevé au Canada (Tableau 2.4; Cheminfo Services Inc., 2008).

Environ 2 % de l’aluminium total utilisé par les municipalités pour le traitement de l’eau (6,8 kilotonnes; voir tableau 2.2) aboutit dans l’eau potable (tableau 2.3; Cheminfo Services Inc., 2008). En 2006, une enquête touchant 102 stations canadiennes de traitement de l’eau a révélé que plus de 80 % d’entre elles utilisant les sels d’aluminium comme coagulants ou floculants ont mesuré la concentration d’aluminium dans l’eau traitée. L’enquête s’était basée sur les données fournies par des stations municipales canadiennes de traitement des eaux, provenant essentiellement de grandes municipalités (population > 100 000), mais aussi de quelques petites et moyennes municipalités (entre 20 000 et 100 000) (Cheminfo Services Inc., 2008). Les concentrations à la sortie mesurées dans l’eau potable étaient comprises entre 0,005 et 0,2 mg/L, avec une valeur moyenne de 0,067 mg/L. À titre de comparaison, les Recommandations pour la qualité de l’eau potable de Santé Canada sont de 0,1 mg/L pour les stations de traitement conventionnelles utilisant des coagulants à base d’aluminium et de 0,2 mg/L pour les autres systèmes de traitement utilisant ces mêmes coagulants (Santé Canada, 2007a).

Moins de la moitié de l’aluminium utilisé dans les stations de traitement de l’eau est rejeté dans les cours d’eau récepteurs, essentiellement sous forme de boue solide d’hydroxyde d’aluminium (Cheminfo Services Inc., 2008). Cette pratique est largement répandue à Toronto. Le restant d’aluminium est éliminé en grande partie dans des boues mises en décharge. Les boues diluées provenant du lavage à contre-courant des filtres peuvent faire l’objet d’un traitement supplémentaire dans les stations municipales de traitement des eaux usées. Des résultats de l’enquête menée en 2006 signalent que ces boues acheminées vers les stations municipales de traitement des eaux usées contiennent environ 16 % de l’aluminium utilisé dans les stations de traitement de l’eau. Une proportion négligeable (~2 %) est stockée de façon permanente dans des lagunes, considérées pour les besoins de l’étude comme des terres. Les résultats n’indiquent aucun épandage de boues sur les terres agricoles en 2006, quoiqu’il soit possible que certaines stations de traitement de l’eau aient eu recours à cette méthode au Canada, comme ce fut le cas auparavant, d’après les enquêtes menées en 1995 et 1996 (Germain et al., 2000).

Une étude effectuée sur des boues provenant de Calgary et d’Edmonton (AEC, 1987) a montré que moins de 0,02 % de l’aluminium lié à la boue (contenant 78 187 mg Al/kg p.s.) aboutissait dans l’eau (c.-à-d. 0,20 à 0,32 mg/L). Srinivasan et al. (1998) ont étudié la spéciation de l’aluminium à six étapes différentes du traitement de l’eau dans la station de traitement de l’eau de Calgary. Les concentrations d’aluminium total variaient de 0,038 à 5,760 mg/L, et celles de l’aluminium inorganique dissous variaient de 0,002 à 0,013 mg/L. George et al. (1991) ont mesuré des concentrations d’aluminium monomère inférieures à 0,06 mg/L dans la boue d’alun provenant de 10 stations de traitement de l’eau contenant jusqu’à 2900 mg Al/L; la station de traitement de l’eau de Calgary faisait partie des stations étudiées.

La station de traitement de l’eau de Calgary était la seule à indiquer la teneur en aluminium de l’eau de rinçage à la suite du nettoyage de ses filtres. Les concentrations d’aluminium dissous variaient de 0,07 à 0,44 mg/L et celles de l’aluminium total variaient de 0,76 à 3,3 mg/L. L’eau de rinçage de cette station de traitement de l’eau n’a pas été rejetée dans un cours d’eau, mais elle a été traitée et la boue résultante vendue comme engrais (Do, 1999).

La plupart des rejets d’aluminium provenant des SMTEU ayant fait l’objet de l’étude en 2006 sont liés à la boue. Près des deux tiers de celle-ci sont éliminés par épandage sur les terres agricoles et environ 30 % par enfouissement. Environ 5 % sont rejetés directement dans les eaux de surface et moins de 1 % est stocké dans des lagunes (tableau 2.3). À Québec, la boue provenant de la station de traitement de l’eau est traitée dans une SMTEU, où la boue résultante est séchée puis incinérée avec les déchets résidentiels (co-incinération). La composante minérale et non combustible de la boue est ensuite mise en décharge (courriel de l’Association canadienne des eaux potables et usées à J. Pasternak, Environnement Canada; aucune référence, 2008). Dans la majorité des cas, la boue mise en décharge subit au préalable une méthanisation (digestion anaérobie où un gaz riche en méthane est généré à partir de la composante organique et utilisé comme source d’énergie pour les usines) et la partie solide restante est concentrée pour enlever l’excès d’eau. Certaines provinces comme l’Alberta, l’Ontario et le Québec possèdent des lignes directrices concernant l’épandage des boues d’épuration sur les terres agricoles; cet épandage n’est autorisé que lorsque le pH du sol est supérieur à 6,0 ou lorsqu’on pratique le chaulage et la fertilisation (le cas échéant). Peu de municipalités participant au sondage de 2006 ont fourni des mesures de concentrations d’aluminium présent dans les boues solides de leurs stations de traitement. En général, ces valeurs variaient de 10 à 60 mg par gramme de matière sèche (Cheminfo Services Inc., 2008).

Les concentrations finales d’aluminium dans les effluents n’étaient pas toujours disponibles pour les SMTEU participant au sondage de 2006 (Cheminfo Services Inc., 2008). Mais quand elles l’étaient, les valeurs déclarées variaient de 0,013 à 1,200 mg/L, avec une moyenne de 0,816 mg/L. La forme de l’aluminium mesuré n’était pas précisée. Plusieurs SMTEU questionnées dépendaient de substances autres que l’aluminium pour traiter leurs eaux usées, telles que les sels ferreux (chlorure ferreux et chlorure ferrique) et/ou les polyacrylamides, tandis que d’autres n’avaient recours à aucune substance chimique dans leurs processus de traitement.

Dans le sondage, seules deux stations de traitement ont fourni des informations sur les concentrations d’aluminium dans les cours d’eau récepteurs près du point de rejet de leurs effluents. Dans le lac Ontario, près de Toronto, la concentration de fond de l’aluminium dissous était d’environ 0,010 mg/L, alors que les concentrations typiques dans la rivière Saskatchewan-Nord près d’Edmonton étaient comprises entre 0,020 et 0,040 mg/L (Cheminfo Services Inc., 2008). Ces données étaient insuffisantes pour déterminer concrètement l’apport d’aluminium dans les cours d’eau eaux récepteurs dû à la consommation des sels d’aluminium. Dans le rapport original sur l’état de la science (Environnement Canada et Santé Canada, 2000), autant les données sur les concentrations d’aluminium total dans les eaux de surface canadiennes étaient abondantes, autant l’information était insuffisante quand il s’agissait des endroits proches des sites de rejet. Il en était de même pour les sédiments et les sols : les données existantes concernaient l’environnement canadien en général, mais pas les sites de rejet. L’état des connaissances n’a pas changé depuis l’année 2000.

Des changements dans les politiques et les procédures relatives au rejet direct d’effluents issus des stations de traitement dans les eaux de surface ont aussi vu le jour depuis la publication du rapport original sur l’état de la science. En 1993, une concentration d’aluminium total de 36 mg/L a été mesurée immédiatement en aval de la conduite d’évacuation d’une station de traitement de l’eau de la municipalité régionale d’Ottawa-Carleton (MROC), tandis que celle mesurée à 200 m en aval était de 0,5 mg/L (Germain et al., 2000). De même, en 1998, les sédiments de la rivière des Outaouais présentaient des concentrations de 125 et 160 mg/kg p.s. aux points les plus proches de la station de traitement, de 51 428 mg/kg p.s. à 300 m en aval et de 41 331 mg/kg p.s. à 500 m. Elles étaient nettement plus élevées que les valeurs témoins de 17 543 mg/kg p.s. et de la concentration en amont de 20 603 mg/kg p.s. En 2008, tous les déchets de la station ont été déviés vers une SMTEU voisine, éliminant ainsi de façon efficace les rejets directs de boues à base d’aluminium dans la rivière (Environnement Canada, 2008c). Malgré tout, il faudra probablement attendre avant que les conditions dans les sédiments du lit fluvial aux alentours du déversoir de la station de traitement ne redeviennent comparables à celles des régions non affectées.

Selon Germain et al. (2000), les concentrations moyennes d’aluminium total dans les effluents de certaines SMTEU utilisant des sels d’aluminium variaient de 0,03 à 0,84 mg/L, et la valeur maximale signalée par une des stations était de 1,8 mg/L. Ces résultats sont du même ordre de grandeur que ceux publiés par Orr et al. (1992) pour 10 SMTEU de l’Ontario et par le MEF et Environnement Canada (1998) pour 15 SMTEU du Québec, et sont en accord avec les résultats de Cheminfo Services Inc. (2008) cités plus haut. Certaines des stations de traitement n’utilisant pas de coagulant ou de floculant à base d’aluminium indiquaient malgré tout la présence d’aluminium dans leurs effluents; leurs concentrations moyennes d’aluminium total variaient alors de 0,003 à 0,90 mg/L (Germain et al., 2000). De nombreuses stations de traitement des eaux usées comme celles du Québec reçoivent leurs affluents de réseaux d’égouts unitaires qui collectent à la fois les eaux usées et les eaux de ruissellement. En pareils cas, certaines parties solides des affluents proviennent du système d’égouts urbain qui peut apporter des solides alumineux issus de processus d’érosion ou autres. Le contenu des affluents des stations de traitement des eaux usées est déterminé par la nature et la proportion de ses différents apports primaires (soit résidentiel, commercial, institutionnel et industriel) et les contaminants qui y sont présents pourraient aussi se retrouver dans les effluents selon le procédé de traitement utilisé (courriel de l’Association canadienne des eaux potables et usées à J. Pasternak, Environnement Canada; aucune référence, 2008).

Les gouvernements fédéral, provinciaux, territoriaux et municipaux ont tous un rôle à jouer dans la gestion de la qualité de l’eau potable au Canada (Cheminfo Services Inc., 2008). Des recommandations non obligatoires ont été mises en place pour les concentrations d’aluminium dans l’eau potable, mais elles n’ont pas encore été adoptées comme normes obligatoires par les gouvernements. Par exemple, en Colombie-Britannique, en Alberta, à Terre-Neuve et au Manitoba, les Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada -- documents techniques : Aluminium telles que spécifiées par Santé Canada (soit 0,1 mg/L pour les stations de traitement conventionnelles utilisant des coagulants à base d’aluminium et 0,2 mg/L pour les autres systèmes de traitement utilisant ces mêmes coagulants) sont reconnues, mais des normes particulières n’ont pas encore été complètement intégrées dans les permis d’exploitation octroyés aux stations de traitement. En Ontario, des certificats d’autorisation sont octroyés aux stations de traitement de l’eau respectant la limite de 0,1 mg/L, plutôt perçue comme une recommandation que comme une norme. Au Québec, aucune concentration d’aluminium dans l’eau potable n’a été imposée dans la réglementation provinciale (incluant le Règlement sur la qualité de l’eau potable) et des autorisations d’exploitation ne sont pas exigées par les stations de traitement des eaux usées (Cheminfo Services Inc., 2008).

De même, il n’existe pas de législation fédérale en place liée aux rejets des effluents d’eaux usées municipales (Cheminfo Services Inc., 2008). Le gouvernement fédéral fait respecter la LCPE (1999) qui régit les rejets de substances toxiques dans l’environnement, ainsi que la Loi sur les pêches protégeant les eaux canadiennes contre les substances délétères. Ces dernières années, les gouvernements fédéral, provinciaux et territoriaux ont joint leurs efforts pour développer la Stratégie pancanadienne sur la gestion des effluents d’eaux usées municipales, grâce au Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME, 2008). Cependant, les normes pour les rejets d’aluminium n’ont pas encore été instaurées ou sont en cours de développement.

On est moins informé sur les rejets industriels des sels d’aluminium. Les usines de pâtes et papiers sont le principal consommateur industriel des sels d’aluminium qu’ils utilisent pour le traitement de l’eau et comme additif pour le papier. L’alun est plus couramment utilisé pour le traitement de l’eau dans les usines durant les mois chauds de l’année, tandis que le CPA et le PASS se sont avérés être des coagulants plus efficaces durant l’hiver. Les données quantitatives récentes des rejets industriels ne sont pas disponibles, mais on estime des concentrations d’aluminium résiduel dans l’eau traitée de l’ordre de 0,02 mg/L (Cheminfo Services Inc., 2008). Entre 2000 et 2006, on a noté une diminution de 35 à 40 % de l’utilisation des sels d’aluminium en temps qu’additifs pour les usines de pâtes et papiers, entraînant une réduction importante de la demande pour cette application (Cheminfo Services Inc., 2008).

Germain et al. (2000) ont signalé des concentrations moyennes d’aluminium total dans les eaux usées rejetées dans les cours d’eau par les usines de pâtes et papiers pouvant varier de 0,46 à 4,8 mg/L pour la période comprise entre 1990 et 1997. Les concentrations moyennes d’aluminium total mesurées pour d’autres types d’industries variaient de 0,01 à 2,3 mg/L. Depuis 1995, les usines de pâtes et papiers doivent se conformer au Règlement sur les effluents des fabriques de pâtes et papiers, promulgué en 1992 en vertu de la Loi sur les pêches. Au Québec, ce règlement a entraîné une baisse moyenne de près de 60 % des concentrations d’aluminium total dans les effluents (Germain et al., 2000). Les rapports des études de suivi des effets sur l’environnement (ESEE) publiés par l’industrie des pâtes et papiers précisent la distance nécessaire, à partir du point de rejet, pour diluer l’effluent à moins de 1 % dans la masse d’eau réceptrice. Dans certains cas, cette distance requise n’est que de quelques mètres; dans d’autres, elle peut atteindre 300 km. En pareils cas, il faut compter sur l’apport d’autres cours d’eau pour obtenir la dilution voulue de 1 %.

Les boues contenant de l’aluminium provenant des sels utilisés par le traitement des eaux industrielles peuvent être envoyées dans des sites d’enfouissement ou dans des chaudières à vapeur ou encore dans des centrales de cogénération qui s’occupent de copeaux de bois, de boues ou d’autres combustibles (Cheminfo Services Inc., 2008). Il est possible de trouver de l’aluminium dans les cendres volantes après le brûlage des boues, quoiqu’une faible proportion puisse être émise dans l’air avec les émissions de matières particulaires. Aucune donnée n’est disponible sur les concentrations d’aluminium dans les cendres volantes; toutefois, les émissions potentielles de matières particulaires sont en général contrôlées par des dépoussiéreurs à manches, des dépoussiéreurs électrostatiques ou d’autres systèmes de contrôle des matières particulaires.

L’utilisation de boues à base d’aluminium, issues des stations de traitement de l’eau, pour la fertilisation du sol constitue la voie principale de pénétration des sels d’aluminium dans le milieu terrestre. Il est possible que la quantité d’aluminium ajouté par cette pratique soit faible comparativement à l’aluminium naturellement présent dans le sol. Les lignes directrices concernant l’élimination des boues, qui précisent les taux maximaux d’épandage et les exigences en pH du sol, existent pour un certain nombre de provinces. En Ontario, l’épandage de boues ne doit pas excéder 8 tonnes de solides/ha/5 ans et n’est autorisé que lorsque le pH du sol récepteur est supérieur à 6,0, ou alors le chaulage est nécessaire (ME et MAAAR, 1996). Malgré tout, la probabilité d’un rejet d’aluminium dans le sol, à cause des quantités élevées du métal dans les boues résiduelles, est grande (Mortula et al., 2007). Aussi, un changement du pH du sol au site-même de l’épandage pourrait mobiliser l’aluminium des boues en modifiant l’équilibre chimique vers des formes plus solubles du métal. L’acidification du sol pourrait se produire lors de déversements abondants (des tempête, par exemple), quand l’eau entrant dans les boues épandues interagit avec la matière organique ou traverse les horizons minéraux supérieurs plus acides du sol (Pellerin et al., 2002). L’aluminium rendu soluble par ce processus est alors disponible à être transporté vers des sols ou des plans d’eau adjacents le long de trajectoires d’écoulement dans le sol.