Critères de santé humaine pour la valoristion agricole des matières fertilisantes

Les résultats détaillés de cette étude et un rapport synthèse sont disponibles sur le site Internet de l'INSPQ (www.inspq.qc.ca).

Depuis l’adoption du Plan d’action sur la gestion des matières résiduelles 1998-2008 découlant des conclusions d’une consultation québécoise sur la gestion des déchets, les municipalités et les industries sont encouragées par le ministère de l’Environnement du Québec (MENV) à valoriser les résidus qu’elles génèrent¹. Les propriétés fertilisantes d’un certain nombre de ces matières font en sorte qu’elles peuvent être valorisées en agriculture, en sylviculture, en aménagement paysager ou encore pour la réhabilitation de sites dégradés. Cette pratique présente donc le triple avantage de fournir des matières d’intérêt pour la culture des végétaux, de répondre aux objectifs fixés par le Plan d’action et d’éviter un enfouissement systématique de matières réutilisables.

Les matières résiduelles fertilisantes (MRF) valorisées au Québec sont essentiellement des boues (généralement appelées biosolides) de stations d’épuration industrielles (notamment de l’industrie papetière et de l’industrie agro-alimentaire) ou municipales, et des amendements calciques ou magnésiens tels les poussières de cimenterie, les cendres ou les résidus magnésiens. Toutes ces matières sont dites « fertilisantes » car elles sont riches en matière organique et/ou en éléments nutritifs majeurs (azote, phosphore, potassium) ou car elles permettent de réguler l’acidité des sols.

La fertilisation « traditionnelle » des sols agricoles consiste en l’application d’engrais de ferme (fumier, lisier, etc.), d’engrais minéraux et de chaux agricole. Cependant, l’évolution de l’agriculture québécoise a conduit à un déséquilibre géographique entre les quantités d’engrais de ferme produites et celles nécessaires à la fertilisation des sols. Il en résulte que certaines régions du Québec doivent composer avec un excédent d’engrais de ferme, alors que d’autres ne peuvent y avoir accès. En l’absence d’engrais de ferme, la fertilité des sols diminue en raison d’un manque de matière organique que les engrais minéraux ne peuvent d’ailleurs pas suppléer. Les biosolides, riches en matière organique, présentent des caractéristiques agronomiques intéressantes pour la substitution des engrais de ferme, et les amendements calciques ou magnésiens (ACM) ont des propriétés de régulation du pH leur permettant de remplacer la chaux agricole. Aussi, en plus de l’intérêt que la valorisation des MRF présente pour les agriculteurs, elle fait réaliser des économies substantielles à certains producteurs de MRF, en leur évitant la pratique de l’enfouissement, et cela même si les MRF sont souvent fournies gratuitement aux producteurs agricoles.

Un impact mesurable de la fertilisation traditionnelle sur le niveau de contamination des sols agricoles par les métaux ayant déjà été documenté^2,3, l’arrivée de MRF sur le marché des fertilisants peut susciter une inquiétude quant aux concentrations de contaminants chimiques présents dans ces résidus et aux conséquences de l’utilisation de ces derniers en agriculture. Il faut d’abord souligner que la quantité de MRF épandues au Québec en 1999 représentait environ 2,6 % de la quantité d’engrais organiques d’origine animale épandue et que ces épandages concernaient 2,3 % des sols agricoles du Québec. Bien que ces proportions semblent faibles, il faut considérer que les parcelles réceptrices de biosolides sont toujours situées dans les mêmes régions, soit celles en déficit d’engrais de ferme. Dans ce contexte, il devient important d’évaluer si, à long terme, l’utilisation de ces résidus en agriculture n’entraînera pas une accumulation de certains contaminants dans les sols agricoles récepteurs, laquelle conduirait à une augmentation de la dose d’exposition de l’humain à ces divers contaminants.

En avril 1997, le MENV a publié les «Critères provisoires pour la valorisation des matières résiduelles fertilisantes»⁴ qui visent à encadrer la valorisation des MRF au Québec. Ce document définit, entre autres, les concentrations de onze contaminants chimiques (critères C, établis pour 10 métaux et pour les dioxines/furannes), les teneurs en organismes pathogènes acceptables dans les MRF, les conditions d’utilisation de ces dernières et les restrictions qui s’y rapportent (délais de récolte, type de culture, etc.). Lorsque les concentrations de chaque contaminant sont inférieures ou égales au critère C1, les MRF peuvent être valorisées sans limite d’application autre que les contraintes générales d’épandage (notamment liées à l’apport maximal permis d’azote et de phosphore). Lorsque la concentration de un ou plusieurs contaminants est comprise entre le critère C1 et le critère C2 (qui correspond à la concentration maximale permise pour que les MRF puissent être valorisées), un taux d’application maximal de 22 tonnes de matière sèche/ha pour 5 ans s’applique. Toutefois, certains types de MRF (composts, amendements calciques et magnésiens et biosolides municipaux granulés) peuvent désormais être régies par les normes du Bureau de normalisation du Québec (BNQ)^5-7. Ces normes, en termes de concentration, sont généralement semblables aux critères C2. La valorisation des MRF non certifiées conformes par le BNQ nécessite l’obtention d’un certificat d’autorisation auprès du MENV.

Lors d’une consultation publique portant sur ces critères, des réserves ont été émises quant à l’innocuité des concentrations maximales acceptables de cadmium et de dioxines/furannes sur la santé humaine⁸. Le groupe scientifique sur l’évaluation du risque toxicologique de l’Institut national de la santé publique du Québec (INSPQ) a alors été mandaté par le MENV pour effectuer une évaluation des critères de contaminants chimiques en termes de risques à la santé humaine.

Objectifs

Les objectifs de l’étude étaient : (i) de déterminer si les concentrations maximales (critères C2) de contaminants chimiques permises dans les MRF selon les critères provisoires sont adéquates pour protéger la santé humaine lors de l’usage des MRF dans un contexte agricole, en particulier pour le cadmium et les dioxines/furannes, et (ii) de formuler des recommandations au MENV en relation avec les critères C2. Il est à noter que l’évaluation des critères relatifs aux organismes pathogènes ne faisait pas partie de cette étude.

Méthodologie

L’estimation de la contamination des sols agricoles a été réalisée pour plusieurs scénarios, notamment les scénarios C1 et C2 (figure 1), qui représentent l’utilisation conjointe de plusieurs MRF (biosolides et amendements calciques et magnésiens) et d’engrais minéraux. D’autres scénarios ont aussi été utilisés, notamment pour estimer les risques liés à l’utilisation de MRF dont le niveau de contamination correspondant aux niveaux moyens observés au Québec en 1999 (scénario moyen, figure 1), et pour estimer l’apport de contaminants par des matières fertilisantes traditionnelles^(a). Les concentrations attribuées aux MRF sont indiquées dans le tableau 1.

Figure 1. Scénarios de fertilisation et approches utilisées pour la validation des critères C1 et C2.

Pour chaque matière fertilisante (biosolides, ACM, engrais minéraux, fumier/lisier et chaux), des taux d’application agro-environnementaux moyens ont été estimés à partir de scénarios de fertilisation établis par un agronome pour quatre types de culture sur une période de 100 ans (figure 1). Ces taux d’application permettent de répondre aux besoins de la culture en éléments nutritifs tout en respectant les contraintes environnementales (azote, phosphore).

Tableau 1. Critères provisoires C1 et C2, normes du Bureau de normalisation du Québec (BNQ) et concentrations mesurées dans les MRF valorisées (cadmium et dioxines/furannes)

Sur la base de ces scénarios, la charge de contaminant apportée au sol par les MRF a été comparée avec la charge apportée par les matières fertilisantes traditionnelles. La concentration totale des métaux dans les sols agricoles estimée après une période de fertilisation avec MRF de 100 ans a été comparée avec les concentrations maximales recommandées par le Conseil Canadien des ministres de l’environnement (CCME) dans les sols agricoles, basées sur la protection de la santé humaine (figure 1)¹¹ notamment pour l'arsenic. Le même exercice a été réalisé avec des biosolides municipaux, qui sont appliqués à raison de 1 t m.s./ha-an (mais dans le scénario C2, 100 % de ces bi­solides sont de concentration C2).

Dans un deuxième temps, une évaluation des risques à la santé dus à l’exposition au cadmium et aux dioxines/furannes a été réalisée sur la base des scénarios C1 et C2 (figure 1). Les risques à la santé ont été estimés pour un individu fortement exposé (IFE) qui peut représenter un agriculteur né et vivant dans une ferme, utilisant régulièrement des MRF et vivant dans une région en déficit d’engrais de ferme. Il est exposé par ingestion (sol, MRF, végétaux, produits animaux, poisson, eau), inhalation de poussières de sol (travailleurs), inhalation de vapeurs (dioxines/furannes seulement) et contact cutané (dioxines/furannes seulement).

Le risque a été estimé pour une pratique de 100 ans, en considérant que l’IFE (durée de vie de 75 ans) est exposé durant les 75 dernières années de la simulation. Durant les 25 premières années de la période d’épandage de MRF, la mère de l’IFE est exposée selon les mêmes scénarios que ceux décrits pour l’IFE. La dose totale d’exposition de la mère est prise en compte pour estimer le niveau de contamination du lait maternel par les dioxines/furannes. Cette période de 100 ans avait déjà été retenue par le USEPA pour ses récentes analyses de risque dans un contexte comparable^12,13.

L’exposition a été estimée à partir des taux d’exposition (taux d’ingestion et d’inhalation) moyens¹⁴ et en tenant compte des proportions d’aliments contaminés représentatives des habitudes rurales de consommation, de la dilution des MRF dans le sol, de leur dispersion dans l’environnement et de leur dégradation, et de la période hivernale pendant laquelle l’exposition à ces sols est restreinte. Cette évaluation de risques est spécifique au contexte québécois car elle s’appuie sur le respect de la réglementation québécoise en termes de taux d’application agro-environnementaux moyens pour toutes les matières fertilisantes, plusieurs données environnementales québécoises étant utilisées dans les estimations.

Les doses d’exposition dues aux MRF et celles dues au bruit de fond ont été déterminées et utilisées pour évaluer les risques à la santé, par comparaison avec les doses toxicologiques de référence. Les doses d’exposition dues aux MRF et celles dues au bruit de fond ont été estimées en se basant sur les Lignes directrices émises par le ministère de la Santé et des Services sociaux (MSSS)¹⁴. Les risques à la santé pour chacun des scénarios ont ensuite été évalués par comparaison de la dose d’exposition totale au cadmium avec la dose de référence (RfD = 840 ng/kg-j)¹⁵ ou de la dose d’exposition aux dioxines/furannes due aux MRF avec la dose associée à un risque d’excès de cancer de un cas sur un million (1x 10^‑6). Les estimateurs excès de risque de 1 x 10^-6 que nous avons considérés sont ceux du USEPA (10 fg EQT/kg-j¹⁶ et 1 fg EQT/kg-j¹⁷). Nous avons également retenu l’estimateur de risque de cancer proposé par le Dr Gaétan Carrier, soit une dose de 175 fg EQT/kg-j pour le même excès de risque¹⁸.

Nos recommandations sont basées sur les scénarios C1 et C2 présentés dans la figure 1, mais les résultats obtenus avec les MRF ayant les caractéristiques moyennes de 1999 sont aussi discutés.

Résultats

Les charges de contaminants apportées par la fertilisation avec des MRF sont nettement plus importantes que celles apportées par la fertilisation traditionnelle (scénario C1; 4 à 227 fois, scénario C2; 8 à 570 fois, selon les onze différents contaminants et lors de l’utilisation de biosolides de papetières). Les biosolides municipaux de concentration C2, dont le taux d’application est 4 fois plus faible que celui des biosolides de papetières, appor­tent une charge de contaminants comparable à celle apportée par les biosolides de papetières de concentration C1. Il apparaît également que les bio-solides ont une contribution plus forte (comprise entre 50 et 90 %) que les amendements calciques et magnésiens dans l’apport total de contaminants. L’apport de contaminants par les engrais minéraux est négligeable comparé à l’apport par les MRF (moins de 0,3 %).

Impact de l’utilisation des MRF sur la contamination des sols par les métaux

Lorsque les concentrations de contaminants sont inférieures ou égales aux critères C1 dans les biosolides (de scénario moyen), l’utilisation régulière et à long terme (100 ans) de MRF ne conduit pas à une contamination excessive des sols agricoles. Par contre, lorsque des biosolides de concentration égale au critère C2 sont utilisés dans des conditions identiques (scénario C2), le niveau de contamination des sols par le cadmium et l’arsenic^(b) est supérieur au niveau maximal recommandé par le CCME sur la base de la protection de la santé humaine¹¹.

Évaluation des risques à la santé

Pour chaque évaluation réalisée (scénarios C2 et C1), nous avons estimé séparément la concentration de cadmium et dioxines/furannes due au bruit de fond et aux MRF dans les aliments (végétaux, tissus d’animaux terrestres) et l’eau, afin de faire ressortir les effets de la valeur critère sur la contamination des denrées alimentaires. Les résultats ont montré que l’augmentation des concentrations de cadmium et de dioxines/furannes dans les sols a un impact non négligeable sur la concentration de ces contaminants dans les denrées alimentaires (concentration pouvant être augmentée jusqu'à 148 % comparée à la concentration bruit de fond) (tableau 2).

Tableau 2. Augmentation de la concentration moyenne de cadmium et de dioxines/furannes dans les aliments¹⁰

Les risques à la santé ont été estimés pour un individu fortement exposé (IFE) qui peut représenter un agriculteur dont le contact avec les MRF et les denrées alimentaires produites à l’aide de MRF est élevé. L’ingestion de végétaux et de produits issus d’animaux terrestres constitue la source majeure d’exposition de l’IFE au cadmium (97 à 100 % de la dose totale) et aux dioxines/furannes (74,6 % de la dose totale). L’ingestion d’eau, de poisson et de sol et l’inhalation sont des voies négligeables (sauf l’ingestion de sol chez les enfants). Pour la population québécoise en général, qui consomme une très faible proportion de denrées alimentaires produites au contact de MRF, le risque est donc atténué par rapport à celui estimé pour l’IFE. Cependant, dans une région en déficit d’engrais de ferme et où des MRF sont utilisées en agriculture, la population rurale est susceptible de s’approvisionner en bonne partie auprès des agriculteurs et de consommer des proportions de denrées contaminées qui seront de l’ordre des proportions que nous avons utilisées pour l’IFE (entre 17 et 31 % pour les végétaux cultivés au Québec et entre 25 et 50 % pour les produits animaux). Si la pratique de valorisation agricole des MRF se développe et que les MRF utilisées sur une zone agricole donnée sont, à long terme, de concentration proche des valeurs critères C2 (tableau 1), la dose d’exposition reçue par cette population et le niveau de risques à la santé seront donc semblables à ceux estimés pour l’IFE.

Les résultats de l’évaluation de risque menée de façon spécifique au contexte québécois en se basant sur les taux d’application agro-environnementaux moyens de biosolides de papetières et d’amendements calciques et magnésiens ont montré que :

• (i) L’exposition bruit de fond de l’IFE ne conduit pas au dépassement de la dose de référence pour le cadmium, mais le risque d’excès de cancer dû à l’exposition bruit de fond aux dioxines/furannes est déjà supérieur à la limite recommandée au Québec par le MSSS¹⁴ (soit 1 excès de cancer sur 1 million de personnes).
• (ii) L’utilisation conjointe de biosolides et d’amendements calciques ou magnésiens selon le scénario C1 ne conduit pas à un niveau d’exposition de l’IFE qui soit supérieur à la dose de référence du cadmium. Par contre, la dose d’exposition de l’IFE aux dioxines/furannes conduit à une augmentation de 36 % du risque d’excès de cancer dû à l’exposition bruit de fond aux dioxines/furannes.
• (iii) L’utilisation conjointe de biosolides et d’amendements calciques ou magnésiens selon le scénario C2 conduit à une dose d’exposition de l’IFE au cadmium qui est supérieure à la dose de réfé­rence pour les enfants âgés de 7 mois à 4 ans. La dose d’exposition de l’IFE aux dioxines/furannes conduit à un risque d’excès de cancers (de 7,2 x 10^-4 à 4,1 x 10^-6) qui correspond à une augmentation de 65 % du risque dû à l’exposition bruit de fond aux dioxines/furannes.

Conclusion de l’étude

Les résultats des évaluations réalisées dans cette étude indiquent

• (i) que l’utilisation régulière de MRF de qualité moyenne actuelle, dans le respect des conditions agro-environnementales stipulées par le MENV⁴, ne conduit pas à une contamination des sols significative (résultats non présentés ici),
• (ii) que l’utilisation régulière, dans les mêmes conditions, de biosolides de concentration égale aux critères C1 et d’ACM de concentration maximale par la certification BNQ ne conduit ni au dépassement des concentrations dans le sol recommandées par le CCME¹¹, ni à une exposition au cadmium qui soit supérieure à la dose de référence, mais
• (iii) que l’utilisation régulière, dans les mêmes conditions, de MRF dont la concentration en cadmium, arsenic ou dioxines/furannes est égale aux concentrations maximales permises (critère C2) peut conduire, à long terme et pour les populations les plus exposées, à une accumulation substantielle de ces contaminants dans le sol et au dépassement des doses d’exposition maximales recommandées pour la protection de la santé humaine (cadmium, dioxines/furannes).

Les résultats obtenus quant à l’accumulation de contaminants dans les sols agricoles et quant aux risques à la santé humaine à long terme indiquent donc que le critère C2 pour le cadmium (10 mg/kg) et les sous-critères C2 pour les dioxines/furannes (27 et 50 ng EQT/kg) sont trop élevés pour la valorisation agricole des biosolides de papetières. Par contre, l’application du critère C1 (3mg/kg) pour le cadmium ne conduit ni à un enrichissement significatif du sol en cadmium, ni à un risque à la santé à long terme. En ce qui concerne les dioxines/furannes, le risque d’excès de cancer dû au bruit de fond est déjà supérieur au niveau de risque considéré comme négligeable par des organismes de santé recon­nus (soit 1 x 10^-6) et il serait donc préférable de réduire au maximum les apports de dioxines/furannes dans l’environnement. Par conséquent, la concentration maximale de dioxines/furannes dans les biosolides devrait être revue à la baisse. Le critère C1 (17 ng EQT/kg) pourrait être une première limite, mais pourrait être revu à la baisse sans avoir d’effets dramatiques sur la pratique de valorisation sachant que les concentrations maximales de dioxines/furannes observées dans les MRF en 1999 étaient de 13 ng EQT/kg.

En ce qui concerne l’arsenic, il apparaît que la concentration totale estimée après 100 ans de fertilisation avec des biosolides de papetières de concentration égale au critère C2 (75 mg/kg) et des ACM conduit au dépassement de la concentration maximale recommandée dans les sols agricoles par le CCME¹¹, sur la base de la protection de la santé humaine. Le critère C2 pour l’arsenic est donc, lui aussi, trop élevé pour la valorisation agricole des biosolides de papetières.

Ces recommandations valent pour les biosolides de papetières, mais ne sont pas nécessaires pour les biosolides municipaux, car si les contraintes agro-environnementales sont respectées, le taux d’application de ces biosolides serait suffisamment faible pour que les quantités de contaminants apportées ne conduisent pas au dépassement des recommandations du CCME (les concentrations totales seraient de l’ordre des concentrations estimées selon le scénario C1 avec bio­solides de papetières).

Références

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4. Ministère de l’environnement (MENV), 1997. Critères provisoires pour la valorisation des matières résiduelles fertilisantes (épandage, entreposage temporaire, compostage, fabrication et utilisation de terreaux).
5. Bureau de normalisation du Québec (BNQ), 1997. Norme nationale du Canada - Amendements organiques - composts. CAN/BNQ 0413-200.
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7. Bureau de normalisation du Québec (BNQ), 2000. Norme nationale du Canada - Amendements organiques - Biosolides municipaux granulés. CAN/BNQ 0413-400-4.
8. Ministère de la Santé et des Services sociaux et Comité de santé environnementale du Québec, 1998. Commentaires sur les documents: « Orientation et principes pour la détermination des critères relatifs à la valorisation des matières résiduelles fertilisantes » et « Critères provisoires pour la valorisation des matières résiduelles fertilisantes ». 9 p.
9. Charbonneau, H., M. Hébert et A. Jaouich, 2000. Portrait de la valorisation agricole des matières résiduelles fertilisantes au Québec – partie 1 : aspects quantitatifs. Vecteur environnement,33(6): 30-51.
10. Fouchécourt M.O. et Beauso­leil M., 2001. Évaluation des impacts à long terme de l’utilisation agricole de matières résiduelles fertilisantes au Québec. Mise en contexte et risques à la santé associés à l’apport de cadmium et de dioxines/furannes. Rapport complet. Institut National de la Santé Publique du Québec. 373 p. + annexes.
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13. United States Environmen­tal Protection Agency (USEPA), 1992. Technical support document for the land application of sewage sludge, volume I. EPA/822/R-93/002. 763 p.
14. Ministère de la santé et des services sociaux (MSSS), 1999. Lignes directrices pour la réalisation des évaluations du risque toxicologique pour la santé humaine dans le cadre de la procédure d’évaluation et d’examen des impacts sur l’environnement et l’examen de réhabilitation de terrains contaminés.
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17. United States Environmental Protection Agency (USEPA), 2000. Exposure and human health reassessment of 2,3,7,8-Tetrachlorodi­benzo-p-dioxin (TCDD) and related compounds - Part III: Integrated summary and risk characterization for 2,3,7,8-Tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD) and related compounds.
18. Carrier, G. 1991. Réponse de l’organisme humain aux BPC, dioxines et furannes et analyse des risques toxiques, Le Passeur. 484 p.
19. Fouchécourt M.O. et Beausoleil M., 2001. Évaluation des impacts à long terme de l’utilisation agricole de matières résiduelles fertilisantes au Québec. Mise en contexte et risques à la santé associés à l’apport de cadmium et de dioxines/furannes. Rapport synthèse. Institut National de la Santé Publique du Québec. 92 p.

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^(a) Les taux d’application agro-environnementaux moyens du fumier/lisier, de la chaux agricole et des engrais minéraux pour le scénario « fertilisation traditionnelle » sont, respectivement : 126, 52 et 38 t m.s./ha-100ans. Les concentrations de cadmium et de dioxines/furannes dans les fumiers/lisiers et la chaux que nous avons utilisées sont, respectivement de 0,5 et 0,3 mg Cd/kg et 0,12 et 0,73 ng EQT/kg m.s. (dioxines/furannes).

^(b) Pour l’arsenic, les critères sont les suivants : C1 = 13 mg/kg, C2 = 75 mg/kg, norme BNQ = 75 mg/kg (pour un pouvoir neutralisant de 60%)