Liste des substances d'intérêt prioritaire - Rapport d'évaluation pour sels de voirie

3.0 Évaluation du caractère « toxique » au sens de la LCPE 1999

3.4 Sols

3.4.2 Effets biologiques des sels de voirie sur les sols

Butler et Addison (2000) font un examen exhaustif des effets du sel sur la microflore et la microfaune du sol. Il semble y avoir très peu de données sur l'exposition aux sels de voirie et sur les communautés microbiennes du sol ou leurs activités. Aux fins de la présente évaluation, on a examiné la documentation disponible sur les adaptations métaboliques requises pour que les microbes tolèrent le sel et sur les effets de la forte salinité du sol sur les processus essentiels à l'agriculture, même si ces études ont été menées dans une perspective très différente du présent rapport. Une autre difficulté tient aux diverses façons de rapporter l'exposition aux sels dans la documentation. En effet, les comparaisons entre les sols sont habituellement basées sur la conductivité électrique, le potentiel hydrique ou osmotique, et non sur l'augmentation de la concentration de sels, car la composition ionique des solutions du sol varie. Par contre, les concentrations de sels (masse/volume liquide) sont plus couramment rapportées dans la documentation sur la microbiologie. Enfin, les études sur la faune du sol rapportent habituellement les apports de sels exprimés en quantités par unité de surface.

3.4.2.1 Rôle écologique des communautés biotiques du sol

La dégradation et la minéralisation de la matière organique et le cycle des éléments (p. ex., du carbone, de l'azote, du phosphore et du soufre) dans le sol et les sédiments dépendent des communautés biologiques qui y sont présentes. Dans les systèmes terrestres, la contribution directe des microbes phototrophes et chimiolithotrophes à la production primaire est minime. Certaines expériences ont cependant démontré que la production primaire des végétaux supérieurs est grandement améliorée par l'activité des biotes microbiens et fauniques souterrains (Faber et Verhoef, 1991, Setälä et Huhta, 1991, Setälä et al., 1998). Les mycorhizes s'observent chez presque tous les végétaux terrestres; le partenaire fongique de cette association symbiotique plante-moisissure contribue à l'assimilation et à la translocation des éléments nutritifs (le phosphore en particulier) et à la protection potentielle contre les pathogènes, les nématodes et les produits toxiques des végétaux, comme les métaux lourds présents dans la zone des racines (Paul et Clark, 1996). Les capacités enzymatiques de la microfaune du sol (p. ex., les protozoaires et les nématodes) et de la mésofaune (p. ex., les acariens et les insectes aptères) sont plus limitées que celles des procaryotes et des micromycètes, de sorte que la plupart des transformations chimiques qui entrent en jeu dans la décomposition de la matière organique et le cycle des éléments nutritifs sont assurés par l'intermédiaire des microbes du sol. La contribution de la faune du sol à ces processus se fait au moyen de phénomènes plus indirects, comme la dégradation physique de la litière, la dispersion des propagules microbiens (y compris les mycorhizes et les pathogènes), le broutage sélectif des espèces microbiennes et, dans le cas de la macrofaune, la modification de la structure du sol. Les vers de terre, par exemple, peuvent avoir une influence énorme sur l'aération du sol, la structure des agrégats, la capacité de rétention de l'eau, la densité apparente du sol et le taux de minéralisation de l'azote (Lee, 1985).

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)

3.4.2.2 Effets sur le biote du sol

Butler et Addison (2000) présentent également des données sur les effets du chlorure de sodium sur les organismes du sol, une substance à laquelle les bactéries du sol peuvent être très sensibles. Hattori et Hattori (1980) ont étudié la croissance de 40 bactéries isolées de divers sols oligotrophes du Japon. La croissance de deux des 40 bactéries a été modérément inhibée à une concentration de 0,15 de chlorure de sodium/L (ce qui correspond à environ 60 mg de sodium/L et 90 mg de chlorure/L). La croissance d'une bactérie a été fortement inhibée par 1 g de chlorure de sodium/L (environ 400 mg de sodium/L et 600 mg de chlorure/L), alors que 17 ont été fortement inhibées par 5 g de chlorure de sodium/L (environ 2 000 mg de sodium/L et 3 000 mg de chlorure/L). Enfin, la croissance de 11 bactéries sur 40 a été fortement inhibée par 10 g de chlorure de sodium/L, alors que les 9 autres ont été modérément inhibées à 10 g/L. De leur côté, McCormick et Wolf (1980) ont observé une réduction sensible de la nitrification du sol en présence de 0,25 g de chlorure de sodium/kg (soit environ 100 mg de sodium/kg et 150 mg de chlorure/kg) ou plus, et il y a eu inhibition complète de la nitrification à 10 g de chlorure de sodium/kg. Certains rhizobiums - ces bactéries du sol qui forment des nodosités fixatrices d'azote avec les légumineuses (incluant des cultures importantes comme le soja, le pois et le trèfle) -ont tendance à être sensibles au sel. La durée de génération des souches Bradyrhizobia japonicum sensibles au sel a augmenté après une exposition à 2,6 g de chlorure de sodium/L, alors que peu d'effets ont été observés chez des variants insensibles au sel (Upchurch et Elkan, 1977). Les vers de terre peuvent eux aussi être assez sensibles au sel; les vers de l'espèce Eisenia fetida sont morts en moins de deux semaines, après avoir été exposés à≥5 g de chlorure de sodium/kg (Kaplan et al., 1980). McCormick et Wolfe (1980) rapportent une chute assez brusque du dégagement de dioxyde de carbone dans un loam sableux traité pendant 14 semaines au 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 de dioxyde de carbone n'a été libérée d'un sol ayant reçu 100 g de chlorure de sodium/kg.

3.4.2.3 Exposition des organismes du sol aux sels de voirie

Cain et al. (2001) présentent les concentrations de sodium et de chlorure dans le sol. La concentration de chlorure la plus élevée dans le sol (1 050 mg/kg) a été mesurée dans un échantillon prélevé dans le terre-plein central d'une autoroute, alors que la plus forte concentration de sodium (890 mg/L) a été mesurée dans un échantillon prélevé à 10 m d'une autoroute, toutes deux mesurées dans une étude faite le long d'une autoroute à quatre voies de l'Ontario (Hofstra et Smith, 1984). Les concentrations de chlorure et de sodium ont diminué rapidement à mesure qu'a augmenté la distance par rapport à la route. À tous les sites canadiens rapportés, des concentrations de sodium inférieures à 100 mg/kg ont été observées à environ 20 m et plus, alors que les concentrations de chlorure étaient inférieures à 300 mg/kg à une distance supérieure à 30 m environ de la route.

Enfin, des concentrations de sodium et de chlorure atteignant respectivement 13 100 mg/kg et 14 500 mg/kg ont été mesurées dans le sol d'entrepôts de sels (section 2.4.4.2).

3.4.2.4 Évaluation environnementale

Des concentrations de chlorure de sodium aussi faibles que 150 mg/L (ce qui correspond environ à 60 mg de sodium/L et 90 mg de chlorure/L) peuvent inhiber modérément la croissance des bactéries sensibles dans le sol. Par ailleurs, la nitrification du sol peut être sensiblement réduite à une concentration de chlorure de sodium de 250 mg/kg (environ 100 mg de sodium/kg et 150 mg de chlorure/kg). Or des concentrations de sodium dans le sol supérieures à 60 mg/kg ont été observées à moins de 30 m environ des routes du Canada. On a aussi rapporté des concentrations de chlorure dans le sol supérieures à 200 mg/kg à moins de 200 m environ de routes du Canada.

Enfin, des concentrations suffisamment élevées pour nuire aux microorganismes et autres organismes du sol ont été mesurées dans le sol d'entrepôts de sels.

3.4.2.5 Conclusions

Les concentrations de sodium et de chlorure dans le sol, aux abords des routes du Canada et dans les entrepôts de sels, sont suffisamment élevées pour nuire aux organismes sensibles du sol. Il est cependant très difficile de déterminer à quel point ces effets peuvent nuire aux fonctions de l'écosystème édaphique. Il est possible que les micro-organismes aient une très grande capacité de s'adapter à l'augmentation de la salinité ou de se rétablir à partir des zones non perturbées. Par contre, le pouvoir de dispersion de la faune du sol, comme les vers de terre, est faible car la plupart des espèces sont adaptées à l'humidité relativement élevée du sol. Cependant, lorsque les zones perturbées sont assez petites et qu'elles se limitent par exemple aux bandes de terre qui longent les routes, le rétablissement des populations d'organismes du sol peut se faire assez rapidement, si les conditions salées défavorables sont éliminées.

3.5 Végétation terrestre

L'information présentée dans cette section est tirée de Cain et al. (2001).

Les concentrations élevées de sodium et de chlorure dans le substrat ou le sol influent sur les végétaux de diverses façons, notamment en :

• inhibant l'absorption d'eau et d'éléments nutritifs par les végétaux sous l'effet des déséquilibres osmotiques, ce qui entraîne une diminution de la croissance des pousses et des racines et la manifestation de symptômes apparentés à ceux d'une sécheresse;
• causant un déséquilibre nutritif chez certaines espèces, par la perturbation de l'assimilation d'autres éléments nutritifs;
• inhibant la croissance à long terme et, à de plus fortes concentrations, en ayant des effets toxiques directs sur les cellules des végétaux, ces effets se manifestant par des symptômes de brûlure des feuilles et la mort des tissus, et
• causant la détérioration de la structure du sol.

Une salinité excessive du sol détériore la structure du sol, sous l'effet de l'encroûtement et du colmatage des pores du sol par l'emprisonnement des particules d'argile et de limon dispersées (Morin et al., 2000). L'encroûtement du sol réduit à son tour la levée des pousses à partir des semences en subsurface, de même que la pénétration des racines des semences en surface et subsurface, réduisant de ce fait l'implantation des végétaux. Le colmatage des pores du sol réduit a) l'espace disponible dans le sol pour la rétention d'air et d'eau et b) la pénétration et la perméation de l'air et de l'eau. La diminution de l'aération du sol est préoccupante, car l'apport réduit d'oxygène qui en résulte nuit à la croissance des racines.

La hausse de la concentration de chlorure dans le sol, aux abords des routes, a également pour effet d'accroître la disponibilité des métaux lourds, car le chlorure forme des complexes avec les métaux lourds, ce qui rend bon nombre de ces métaux plus hydrosolubles et donc plus facilement assimilables par les racines des plantes. Il s'ensuit une absorption accrue de métaux par les végétaux qui peut avoir des effets toxiques, selon le type et la quantité de métaux présents dans le sol. Smolders et McLaughlin (1996) notent ainsi un accroissement de la mobilisation du cadmium dans le sol sous l'effet du chlorure, ainsi qu'une absorption accrue de ce métal par les plantes.

Des études en laboratoire et des études expérimentales sur le terrain (non réalisées aux abords des routes) ont démontré que l'application de chlorures de sodium et de calcium (dans le sol ou par pulvérisations) avait causé de graves dommages aux plantes et ces études ont cherché à 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 après une exposition à des taux élevés de sodium et de chlorure dans le sol, mentionnons le déclin général de la plante, une réduction de la taille des feuilles et de la croissance de la plante, une chlorose des feuilles, la brûlure des feuilles et la mort des tissus. La germination des semences peut aussi être réduite ou retardée.

Le long des routes, les dommages causés aux plantes ligneuses exposées aux pulvérisations de sels résultent de la sécheresse ou du dessèchement des tissus et sont liés à la pénétration d'ions sodium et chlorure phytotoxiques dans les tissus des tiges, des bourgeons et des feuilles (Barrick et Davidson 1980; Chong et Lumis, 1990). La mort des tiges et la mort des bourgeons à feuilles et des bourgeons floraux, habituellement sur les pousses de la première année, sont les principaux symptômes qui se manifestent chez les plantes ligneuses à feuilles caduques. Les bourgeons floraux sont plus sensibles aux sels que les bourgeons à feuilles. Chez les conifères, on observe une perte prématurée des feuilles et un brunissement des aiguilles.

C'est habituellement au printemps que les taux de sels dans le sol ou les tissus végétaux sont les plus élevés, puis ils diminuent sous l'effet des précipitations (lessivage du sol) ou de la croissance des végétaux. Certains espèces peuvent même se rétablir ou repousser, après un traumatisme subi tôt au début de la saison de croissance. Cependant, pour bon nombre de plantes herbacées, la germination ou la repousse se fait à partir de propagules dormants au printemps, lorsque la photopériode, la température et l'humidité atteignent des niveaux précis. Donc, si la présence de fortes concentrations de sels à un endroit cause la destruction d'une banque de semences ou de propagules, il est possible que l'espèce touchée ne repousse pas et il en résultera des changements dans la phytocénose.

Dans le cas des espèces ligneuses, même si les lésions sont souvent pires au printemps et que certaines espèces se rétablissent plus tard durant la saison de croissance, des traumatismes qui se répètent d'année en année réduisent la vigueur et la croissance des végétaux. Et, si les concentrations dans le sol ou les tissus sont suffisamment élevées, il peut y avoir destruction totale de la plante ou un dépérissement marqué qui entraînera l'affaiblissement de la plante et sa mort après un certain nombre d'années (Sucoff, 1975; Lumis et al., 1976). Les plantes ligneuses affaiblies par une exposition répétée aux sels de voirie deviennent en outre plus sensibles aux maladies, aux insectes ou aux stress abiotiques comme la destruction par l'hiver (Sucoff et Hong, 1976) ou la sécheresse.

En ce qui a trait aux espèces ligneuses qui fleurissent au printemps, les bourgeons floraux détruits par le sel ne seront pas remplacés plus tard durant la saison de croissance. Donc si ces dommages se produisent année après année, il en résultera un impact négatif sur la capacité de reproduction des espèces qui fleurissent à cette période.

Dirr (1978) propose de se baser sur le profil des lésions observées chez les végétaux et sur les taux élevés de sels dans le sol ou les tissus pour confirmer que les dommages sont dus réellement aux sels de voirie. Voici les différents profils qui ont été associés aux sels de voirie (Lumis et al., 1973; Dirr, 1976) :

• manifestation de lésions selon un profil linéaire, le long des routes ou dans les régions où s'accumulent les eaux de ruissellement routier;
• manifestation de lésions plus marquées du côté de la plante faisant face à la route;
• diminution des lésions à mesure qu'augmente la distance par rapport à la route;
• aggravation des lésions sur le côté de la route qui est sous le vent;
• absence de symptômes sur les parties des plantes ligneuses protégées par la neige ou à 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 de sels de voirie, sur une faible distance seulement dans la végétation dense;
• apparition des lésions sur les conifères à la fin de l'hiver et maintien de ces lésions durant la saison de croissance, et
• apparition des lésions sur les arbres à feuilles caduques au printemps, lorsque la croissance reprend, et maintien de ces lésions durant la saison de croissance.

Pour plus d'informations sur les lésions caractéristiques de l'exposition des végétaux aux sels de voirie, voir Cain et al. (2001).

De nombreuses compilations ont été faites sur les indices de sensibilité des plantes ligneuses, dans le cadre de diverses études expérimentales et études par observation. Une recherche documentaire sur les indices des plantes ligneuses (espèces ornementales et forestières) révèle que de 29,6 à 50,8 % des plantes citées dans chaque rapport ont été jugées sensibles au sel, selon au moins un critère (Sucoff, 1975; Dirr, 1976; Lumis et al., 1977; Thuet, 1977; Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991).

Sur la base de leurs observations faites sur le terrain le long de routes de l'Ontario, Lumis et al. (1977) ont déterminé que 30 % des 73 espèces végétales étaient sensibles aux sels de voirie, 7 % d'entre elles ayant manifesté de graves symptômes susceptibles d'entraîner la mort de la plante. Un autre examen des indices de sensibilité des plantes ornementales couramment utilisées au Canada (Beckerson et al., 1980) a révélé que 40 % des 89 espèces étaient sensibles aux sels de voirie.

Selon une étude sur les indices de tolérance au sel de 32 cultivars ou variétés d'arbres fruitiers, de vignes ou d'arbustes, utilisés comme plantes commerciales ou ornementales (Annexe 2 dans Cain et al., 2001), 65 % ont été jugés sensibles aux sels de voirie sur la base d'au moins un critère.

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)

Type d'arbre/ d'arbuste	Indice de sensibilité 1	Type d'arbre/ d'arbuste	Indice de sensibilité 1
Arbres à feuilles caduques		Arbustes à feuilles caduques
Érable plane Acer platanoides	1	Caragan arborescent Caragana arborescens	1
Marronnier Aesculus hippocastanum	1	Argousier Hippophae rhamnoides	1
Ailante Ailanthus altissima	1	Sumac vinaigrier Rhus typhina	1
Février inerme Gleditsia triacanthos inermis	1	Fusain ailé Euonymus alatus	2
Peuplier deltoïde Populus deltoides	1	Chèvrefeuille Lonicera spp.	2
Robinier faux-acacia Robinia pseudoacacia	1	Lilas japonais commun Syringa amurensis japonica	2
Caryer ovale Carya ovata	2	Lilas commun Syringa vulgaris	2
Olive de Russie Elaeagnus angustifolia	2	Aulne rugueux Alnus rugosa	3
Frêne blanc Fraxinus americana	2	Forsythie intermédiaire Forsythia x intermedia	3
Peuplier à grandes dents Populus grandidentata	2	Troène Ligustrum spp.	3
Peuplier de Lombardie Populus nigra « Italica »	2	Seringa Philadelphus spp.	3
Peuplier faux-tremble Populus tremuloides	2	Cognassier joli Chaenomeles speciosa	4
Cerisier Prunus virginiana	2	Kolkwitzie aimable Kolkwitzia amabilis	4
Poirier Pyrus sp.	2	Spirée bumalda Spiraea x bumalda	4
Chêne rouge Quercus rubra	2	Viorne obier Viburnum opulus	4
Sorbier d'Europe Sorbus aucuparia	2	Cornouiller à racèmes Cornus racemosa	5
Érable de Sibérie Acer ginnala	3	Cornouiller stolonifère Cornus stolonifera	5
Érable rouge Acer rubrum	3
Érable argenté Acer saccharinum	3	Conifères
Érable à sucre Acer saccharum	3	Épinette noire Picea pungens Englem. glauca	1
Bouleau à papier Betula papyrifera	3	Pin gris Pinus banksiana	1
Bouleau gris Betula populifolia	3	Pin de montagne Pinus mugo	1
Catalpa remarquable Catalpa speciosa	3	Pin noir d'Autriche Pinus nigra	1
Coing Cydonia oblonga	3	Génévrier de Virginie Juniperus virginiana	2
Frêne vert Fraxinus pennsylvanica lanceolata	3	Génévrier Juniperus spp.	2
Noyer noir Juglans nigra	3	Épinette de Norvège Picea abies	3
Noyer commun Juglans regia	3	If Taxus spp.	3
Saule noir Salix nigra	3	Épinette blanche Picea glauca	4
Tilleul d'Amérique Tilia americana	3	Pin rouge Pinus resinosa	4
Orme d'Amérique Ulmus americana	3	Pin sylvestre Pinus sylvestris	4
Orme de Sibérie Ulmus pumila	3	Thuya occidental Thuja occidentalis	4
Érable négondo Acer negundo	4	Pin blanc Pinus strobus	5
Amélanchier glabre Amelanchier laevis	4	Tsuga Tsuga canadensis	5
Aubépine Crataegus spp.	4
Pommier Malus sp.	4
Pommetier Malus spp.	4
Mûrier Morus sp.	4
Pêcher Prunus persica	4
Saule pleureur doré Salix alba « Tristis »	4
Hêtre 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 de dépérissement 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 dépérissement terminal 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 respectivement à une intensification progressive légère, modérée et élevée des symptômes précités.

Selon Rowe (1972), il existe 15 principaux genres d'arbres (plus de 25 espèces) dans les régions forestières du Canada, dont 11 ont été jugés sensibles aux sels de voirie (section 4.5, dans Cain et al., 2001). Lorsqu'on examine les espèces natif, on constate que 19 des 27 espèces (73 %) ont été jugées sensibles aux sels de voirie selon au moins un critère par différents auteurs (Annexe 9 dans Cain et al., 2001).

Le tableau 19 présente une liste des arbres et arbustes en bordure des routes, en fonction de leur résistance aux sels de voirie véhiculés par les éclaboussures des voitures, d'après Lumis et al. (1983). Une liste des arbres forestiers indigènes, évalués en fonction de leur résistance aux sels de voirie aéroportés, est présentée au tableau 20.

Pour plus d'informations sur la sensibilité des 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 été estimées à partir de la documentation scientifique pour le chlorure, le sodium et le chlorure de sodium dans des milieux de croissance (sol, eau du sol ou eau); dans le cas du chlorure de sodium, elles ont aussi été déterminées dans des solutions foliaires et, pour le chlorure et le sodium, dans les tissus des plantes (Cain et al., 2001). Les niveaux minimaux avec effet observé (NMEO) ont été déterminés pour le chlorure et le chlorure de sodium dans les milieux de croissance, de même que les niveaux sans effet observé (NSEO) pour le chlorure 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 données expérimentales ou d'études réalisées aux abords des routes (voir aussi la section 3.6 de Cain et al., 2001). Les espèces végétales présentées incluent des espèces de terres humides (comme les joncs, la sphaigne, les scirpes, les quenouilles et les lenticules), des espèces herbacées (comme les carex, les graminées et les betteraves), des espèces de conifères (comme le pin et l'épinette) et des espèces à feuilles caduques comme l'érable, le pêcher et le prunier. Les valeurs-seuils dans les milieux de croissance (solution du sol appliquée) varient de 67,5 à 300 ppm pour le sodium, de 215 à 1 500 ppm pour le chlorure et de 280 à 66 600 ppm pour le chlorure de sodium (tableau 21). Elles s'établissent entre < 280 et 17 800 ppm de sodium et à < 4 100 mg/L de chlorure dans les tissus de plantes herbacées, après une exposition dans une solution du sol ou une solution aqueuse (tableau 22) et varient de 200 à 16 100 ppm de sodium et de 800 à 70 700 ppm de chlorure dans les tissus de plantes ligneuses exposées par voie aérienne. Enfin, elle est de 7 140 ppm de chlorure de sodium, après pulvérisation foliaire (tableau 23).

Pour l'évaluation prudente, on a utilisé les concentrations minimales déterminées par l'analyse des valeurs-seuils (section 3.6 dans Cain et al., 2001) pour chaque type d'exposition décrite précédemment, d'après les évaluations expérimentales ou l'échantillonnage fait au-delà de l'emprise des routes ou des autoroutes.

3.5.1.2 Valeurs estimées de l'exposition

Les VEE utilisées pour l'évaluation prudente sont les valeurs maximales extraites de la documentation portant sur les concentrations environnementales de chlorure ou de sodium au Canada dans des milieux de culture (sol ou eau) d'après l'échantillonnage fait au-delà de l'emprise routière, ou les valeurs les plus élevées tirées de la documentation traitant des concentrations de chlorure et de sodium mesurées dans la végétation poussant en dehors de l'emprise routière au Canada.

La présente évaluation est basée sur des valeurs d'exposition de 240 ppm de chlorure et de 45 ppm de sodium dans le sol, lesquelles concentrations ont été mesurées dans des échantillons prélevés au-delà de l'emprise, à 40 m de l'autoroute, dans le cadre d'une étude réalisée le long d'une autoroute à quatre voies de l'Ontario (Hofstra et Smith, 1984). La plus forte concentration de chlorure dans le sol le long d'une autoroute (1 050 ppm) a été mesurée dans un échantillon prélevé dans le terre-plein central, tandis que la concentration maximale de sodium (890 ppm) a été mesurée dans un échantillon prélevé à 10 m de l'autoroute, dans le cadre de la même étude.

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

Nom scientifique	Nom vernaculaire	Sensibilité au sel 1	Références
Fagus grandifolia	hêtre à grandes feuilles	S	Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991
Quercus rubra	chêne rouge	S-M	Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;
Quercus velutina	chêne noir	S-M	Barker, 2000
Quercus 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, 1991
Abies balsamea	sapin baumier	S-MT	Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991;Barker, 2000
Acer 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, 1991
Acer negundo	érable négondo	M-T	Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;Dobson, 1991
Salix nigra	saule noir	M-T	Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991
Betula 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, 1991
Populus tremuloides	peuplier faux-tremble	S-T	Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991;Barker, 2000
Picea glauca	épinette blanche	S-T	Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;Dobson, 1991
Salix sp.	saule	S-T	Dobson, 1991
Pinus 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, 1991
Juglans nigra	noyer noir	S-T	Beckerson et al., 1980; Dobson, 1991
Pinus resinosa	pin rouge	S-T	Sucoff, 1975; Beckerson et al., 1980;Dobson, 1991
Pinus 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.

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	202-270
Sol	Na	Ligneux	CE25	67,5-300
Assimilation par les racines	Na	Toutes les espèces	CE25	67,5-300
Solution aqueuse	Cl	Terres humides	NMEO	300-1 500
Sol	Cl	Ligneux	CE25	215-500
Assimilation par les racines	Cl	Toutes les espèces	CE25, NMEO	215-1 500
Sol	NaCl	Ligneux	CE25	600-5 500
Culture en solution	NaCl	Herbacé	CE25	<2 500-10 000
Culture en solution	NaCl	Terres humides	NMSEO, NMEO	280-66 600
Culture en solution	NaCl	Ligneux	CE25, VCT	836-25 000
Assimilation par les racines	NaCl	Toutes les espèces	CE25, VCT, NMSEO, NMEO	280-66 600

Aucune référence canadienne ne fait état des concentrations de chlorure de sodium dans le sol. Une valeur a donc été estimée à partir de la concentration de chlorure mesurée dans le sol, à 40 m de l'autoroute (240 ppm); cette valeur a été multipliée par un facteur de 1,6485, ce qui donne une valeur de 396 ppm de chlorure de sodium. Une deuxième valeur pour le chlorure de sodium dans le sol a été estimée à partir de la concentration de sodium dans le sol mesurée à 40 m de l'autoroute (45 ppm); cette concentration a été multipliée par un facteur de 2,542, pour une valeur de 114 ppm. La moyenne de ces deux valeurs (255 ppm) a été utilisée comme estimation prudente.

La documentation qui indiquait les concentrations de chlorure ou de sodium dans les tissus végétaux à certaines distances de routes ou d'autoroutes, après exposition aux sels de voirie aéroportés, a été analysée pour calculer les VEE des plantes au chlorure de sodium, par le biais de l'exposition aérienne aux sels de voirie (voir la section 2.3 dans Cain et al., 2001). Trois documents ont été consultés pour évaluer les concentrations de chlorure et de sodium dans les tissus; ces données portent sur des échantillons de tissus de végétaux prélevés à une distance de 10 m à 200 m de la route ou de l'autoroute et sont tirées d'études faites en Ontario sur des espèces de pêchers et de pruniers (Prunus) et d'autres végétaux non spécifiés.

Les concentrations tissulaires utilisées pour l'évaluation, soit 4 600 ppm de chlorure et 3 500 ppm de sodium, ont été mesurées dans des pêchers (Prunus persica) cultivés à 40 m d'une autoroute à quatre voies, en dehors de l'emprise routière, dans le sud de l'Ontario (Northover, 1987). Par comparaison, la plus forte concentration tissulaire de chlorure a été de 11 000 ppm, rapportée dans des végétaux non précisés poussant à 60 m d'une autoroute à quatre voies de l'Ontario (Hofstra et Smith, 1984).

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)

Voie d'exposition Forme	Type de végétal	Valeur-seuil	Intervalle (ppm)
Sol Na	Herbacé	CE25	< 280-17 800
Sol Cl	Herbacé	CE25	< 4 100

 

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

Voie d'exposition	Forme	Type de végétal	Valeur-seuil	Intervalle (ppm)
Concentration dans la végétation	Na	Ligneux	CE25	200-16 100
Concentration dans la végétation	Cl	Ligneux	CE25, VCT	800-70 700
Concentration dans les pulvérisations foliaires	NaCl	Ligneux	VCT	7 140

Northover (1987) rapporte également une concentration de chlorure de 9 000 ppm dans des pêchers cultivés à 20 m d'une autoroute à quatre voies du sud de l'Ontario. La plus forte concentration de sodium dans les tissus a été de 6 900 ppm, celle-ci ayant été mesurée dans les tissus de branches de pêchers poussant à 20 m d'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 section 3.5.1.2, on constate que les concentrations de chlorure et de sodium mesurées dans les sols et les tissus végétaux, au Canada, en dehors de l'emprise routière, sont supérieures et, dans un cas, égales aux concentrations avec effets observés indiquées à la section 3.5.1.1 et à la section 3.6 dans Cain et al. (2001). Une évaluation détaillée des effets des sels de voirie sur 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 en revue les concentrations de chlorure et de sodium dans le sol ou les tissus qui provoquent des effets biologiques pertinents sur la végétation, puis à établir un lien avec les concentrations décelées dans l'environnement canadien. Les données présentées sont tirées principalement d'études canadiennes et incluent les valeurs-seuils indiquées 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 sodium dans le sol

Les valeurs-seuils pour le chlorure de sodium appliqué aux racines se situent entre 67,5 et 300 ppm de sodium (tableau 21 qui précède et section 3.6 dans Cain et al., 2001). Les végétaux les plus sensibles sont des jeunes plants de pin ponderosa de deux ans (Pinus ponderosa) dont la valeur-seuil a été établie à 67,5 ppm d'après les lésions foliaires observées après l'application dans le sol d'une solution de chlorure de sodium; la mortalité s'est produite à une concentration de 140 ppm de sodium (Bedunah et Trlica, 1979). Le taux de germination des semences de graminées et de fleurs sauvages à larges feuilles des Prairies a été réduit d'environ 60 à 70 % et la croissance des racines, dans une proportion atteignant 73 %, lorsque ces végétaux ont été exposés à un taux de 100 à 400 ppm de chlorure de sodium (environ 40 à 160 ppm de sodium) (Harrington et Meikle, 1994). Les valeurs-seuils de la CE25 dans le sol, qui ont été estimées à partir de cette étude, se situent entre 202 et 270 ppm.

Une concentration de sodium supérieure à l'intervalle des valeurs-seuils estimées (67,5 à 300 ppm) a été mesurée dans un certain nombre d'échantillons de sol prélevés au Canada à une distance d'environ 30 m ou moins des routes (figure 2.17 dans Cain et al., 2001). Une concentration de 890 ppm de sodium a ainsi été observée dans le sol, à 10 m d'une autoroute à quatre voies du sud de l'Ontario (Hofstra et Smith, 1984), et la même étude a révélé une concentration de 45 ppm de sodium à 40 m de l'autoroute, en dehors de l'emprise.

3.5.2.2 Réaction à la présence de chlorure dans le sol

L'intervalle des valeurs-seuils pour le chlorure de sodium appliqué aux racines se situe entre 215 et 1 500 ppm (tableau 21 qui précède et section 3.6 dans Cain et al., 2001). Les végétaux les plus sensibles sont des jeunes plants de pin ponderosa de deux ans, la valeur-seuil étant de 215 ppm de chlorure d'après les lésions foliaires observées après l'application dans le sol d'une solution de chlorure de sodium. La mortalité s'est produite à une concentration de 350 ppm de chlorure (Bedunah et Trlica, 1979).

Le NMEO, associé à une réduction de la croissance moyenne de la sphaigne (Sphagnum recurvum), a été estimé à 300 ppm de chlorure en solution hydroponique (Wilcox, 1984). Wilcox et Andrus (1987) ont observé des effets sur la reproduction (production réduite de gamétophores) chez Spagnum fimbriatum exposé à 300 ppm de chlorure.

Dans un certain nombre d'échantillons de sol prélevés au Canada, à une distance d'au plus 200 m des routes, la concentration de chlorure a dépassé le seuil minimal estimé (215 à 500 ppm) (figure 2.16 dans Cain et al., 2001).

Des concentrations de chlorure supérieures à 500 ppm n'ont été observées qu'à proximité des routes. Une concentration de chlorure de 240 ppm a été décelée dans des échantillons de sol recueillis 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 de 1 200 ppm de chlorure a été rapportée dans le sol, derrière un entrepôt de sels situé près d'une autoroute, dans le nord-ouest de l'Ontario (Racette et Griffin, 1989).

3.5.2.3 Réaction à la présence de chlorure de sodium dans le sol

L'intervalle des valeurs-seuils pour le chlorure de sodium appliqué aux racines varie de 280 à 66 600 ppm (tableau 21 qui précède et section 3.6 dans Cain et al., 2001). Les espèces les plus sensibles sont deux espèces de terres humides, soit le carex trisperme (Carex trisperma) et le némopanthe mucroné (Nemopanthus mucronata [mucronatus]) dont les limites de tolérance au sel ont été établies à 280 ppm d'après les gradients de concentration du chlorure de sodium dans l'eau de marais (Wilcox, 1986a). La survie de l'épinette du Colorado (Picea pungens) et la croissance du pin sylvestre (Pinus sylvestris) ont été réduites par des concentrations de chlorure de sodium de 600 ppm (Werkhoven et al., 1966).

Schauffler (1993) a noté des effets sublétaux, une augmentation de la biomasse et un phénomène de tallage chez la linaigrette dense (Eriophorum vaginatum var. spissum) qui avait été exposée à une concentration de 400 ppm de chlorure de sodium en culture hydroponique, ainsi que des effets sur la reproduction (diminution de la production de fleurs), à une concentration de 1 600 ppm.

Aucune étude canadienne ne mentionne de concentrations de chlorure de sodium dans le sol; des valeurs ont donc été estimées à partir des concentrations rapportées de sodium et de chlorure. On a ainsi estimé à 1 978 ppm la concentration de chlorure de sodium dans le sol, en multipliant la concentration maximale de chlorure mesurée dans un sol adjacent à un entrepôt de sels (1 200 ppm) par un facteur de 1,6485. Une deuxième valeur (2 262 ppm) a été estimée en multipliant la concentration maximale de sodium mesurée dans le sol à 10 m de l'autoroute, soit 890 ppm, par un facteur de 2,542. La moyenne de ces deux valeurs (2 120 ppm) est environ 10 fois supérieure à la limite inférieure de l'intervalle des valeurs-seuils (280 ppm).

En utilisant la même méthode de calcul, on a estimé à 255 ppm la concentration de chlorure de sodium à l'extérieur de l'emprise routière, à partir de concentrations de chlorure (240 ppm) et de sodium (40 ppm) mesurées à 40 m d'une autoroute à quatre voies du sud de l'Ontario (Hofstra et Smith, 1984). Cette valeur se situe près de la valeur-seuil (280 ppm).

3.5.2.4 Réaction au sodium et au chlorure par dispersion aérienne

Les valeurs-seuils, liées à l'exposition aérienne au chlorure de sodium, se situent entre 800 et 70 700 ppm de chlorure et entre 200 et 16 100 ppm de sodium (tableau 23 qui précède et section 3.6 de Cain et al., 2001). Les espèces les plus sensibles dans l'environnement canadien sont le pêcher et le prunier (Prunus domestica), les valeurs-seuils pour ces espèces s'établissant à 800 ppm de chlorure et 650 ppm de sodium d'après le dépérissement terminal des branches (un effet sublétal) consécutif à une exposition atmosphérique (McLaughlin et Pearson, 1981). Pour bon nombre d'espèces de pin (Pinus spp.), les seuils de mortalité s'établissent à 13 000 ppm de chlorure et 8 000 ppm de sodium (Townsend et Kwolek, 1987). En ce qui a trait aux effets sur la reproduction évalués en fonction du rendement en fruits (pêches), les valeurs-seuils sont respectivement de 1 000 ppm et 1 700 ppm (Northover, 1987).

Des concentrations tissulaires supérieures aux valeurs-seuils minimales (soit 800 ppm de chlorure et 650 ppm de sodium), estimées pour les espèces végétales sensibles (section 3.6.2 de Cain et al., 2001), ont été observées à des distances atteignant jusqu'à 120 m de l'autoroute environ dans le cas du sodium et jusqu'à 200 m pour le chlorure. Des concentrations tissulaires de 4 600 ppm de chlorure et de 3 500 ppm de sodium ont été mesurées dans des pêchers cultivés à une distance de 40 m, en dehors de l'emprise d'une autoroute à quatre voies du sud de l'Ontario (Northover, 1987). Les plus fortes concentrations observées dans des plantes ligneuses poussant le long d'une route ont été de 9 000 ppm de chlorure et de 6 900 ppm de sodium, ces concentrations ayant été mesurées dans les tissus de branches de pêchers poussant à 20 m d'une autoroute à quatre voies du sud de l'Ontario (Northover, 1987).

3.5.2.5 Évaluation environnementale détaillée -résumé de l'analyse basée sur les valeurs-seuils

Des taux élevés de sodium et de chlorure dans le sol ont été enregistrés jusqu'à 30 m d'autoroutes à quatre voies (Hofstra et Smith, 1984; Davis et al.,1992) et jusqu'à 15 m d'autoroutes à deux voies (Davis et al., 1992; Soilcon Laboratories Ltd., 1995). Les concentrations pourraient dépasser les intervalles des valeurs-seuils établis pour le sodium (67,5 à 300 ppm) et le chlorure (215 à 500 ppm) sur une distance d'environ 30 m des 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 aussi observé un dépassement des valeurs-seuils à des endroits où il y avait eu accumulation d'eaux de ruissellement salées (Racette et Griffin, 1989).

De même, on a rapporté de fortes concentrations tissulaires de sodium et de chlorure dans des végétaux poussant en bordure d'autoroutes du sud de l'Ontario. Ainsi, des concentrations dépassant les valeurs-seuils minimales estimées pour les espèces végétales sensibles (soit 650 ppm pour le sodium et 800 ppm pour le chlorure - section 3.6.2 de Cain et al., 2001) ont été mesurées sur une distance d'environ 120 m des autoroutes pour le sodium et 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 analyse sur divers lieux de référence documentant les effets sur la végétation imputables à l'épandage de sels de voirie. Un certain nombre d'études canadiennes ont évalué les concentrations environnementales de sodium et de chlorure, ainsi que les effets sur les végétaux résultant de l'épandage de sels de voirie ou du ruissellement provenant d'entrepôts de sels servant à l'entretien des autoroutes. Certaines études américaines applicables au Canada sont aussi examinées. La section 4.4 de Cain et al. (2001) offre plus de détails sur ces études.

3.5.3.1 Propagation d'espèces végétales halophiles

On a constaté la propagation d'espèces halophiles, caractéristiques des zones côtières et des marais salés, le long de certaines routes de l'Ontario. Ainsi, Catling et McKay (1980) y ont observé la présence de 20 espèces de plantes halophiles, dont quatre signalées pour la première fois dans cette province et quatre autres dont l'aire de distribution s'était largement étendue. Les espèces mentionnées par Catling et McKay sont des espèces naturelles, et non des espèces qui avaient été plantées par les services d'entretien des routes pour la stabilisation ou l'aménagement du terrain. Ces espèces se sont propagées naturellement le long des autoroutes, en réponse à l'épandage de sels de voirie et au déclin de la végétation non adaptée. Les endroits étudiés avaient des concentrations de sodium de l'ordre de 1 000 ppm et les conditions de croissance variaient de milieux aquatiques à humides ou à de milieux périodiquement humides à secs. Ces endroits incluent des fossés, des terre-pleins centraux de routes et d'autoroutes, des zones adjacentes à des autoroutes exposées au ruissellement salé et des zones adjacentes à des entrepôts de sels et des lieux d'élimination de la neige, y compris des zones situées à l'intérieur et à l'extérieur des emprises routières aménagées ou vertes.

Parmi les espèces qui tolèrent des taux de sodium dans le sol variant de 500 à 1 000 ppm et qui sont souvent qualifiées d'espèces halophiles, mentionnons la quenouille à feuilles étroites (Typha angustifolia), le roseau commun (Phragmites australis) et les espèces adventices telles les espèces annuelles et vivaces de laiteron (Sonchus oleraceus, Sonchus arvensis, Sonchus uliginosus), la petite herbe à poux (Ambrosia artemisiifolia), la carotte sauvage (Daucus carota) et le kochia à balais (Kochia scoparia).

Reznicek et al. (1976) rapportent quant à eux une augmentation de la distribution de Carex praegracilis, une espèce de carex de l'ouest qui tolère les alcalis, depuis l'année (1973) où cette espèce a été observée pour la première fois en Ontario. Cette plante a ainsi été observée à 28 endroits le long des autoroutes de 14 comtés, en général à l'intérieur de l'emprise routière. D'autres rapports (Catling et MaKay, 1980) font état de la présence de cette espèce aux abords des routes et dans le terre-plein central des autoroutes.

Des observations similaires de la propagation d'espèces halophiles ont été faites au Michigan, un État dont le climat et la flore se comparent à ceux du sud de l'Ontario (Reznicek, 1980).

3.5.3.2 Changements dans les communautés d'un marais perturbé par les sels de voirie

Le marais Pinhook, situé dans le nord-ouest de l'Indiana, au sud-est de la ville de Michigan, a été choisi pour étudier les effets de la contamination par le sodium et le chlorure imputable au ruissellement des sels de voirie (Wilcox, 1982, 1986a,b). Cette étude prouve que des taux élevés de sels ont une incidence sur la phytocénose. Un grand nombre des espèces végétales prédominantes dans ce marais sont des espèces indigènes des terres humides, qui sont également présentes au Canada. Cette région de l'Indiana fait partie du bassin des Grands Lacs et de la même zone climatique que certaines parties du sud de l'Ontario, la région de Montréal, les provinces de l'Atlantique et la Colombie-Britannique.

De 1963 à 1972, des sels de voirie ont été entreposés à découvert, sur une berge adjacente au marais. Un dôme de protection a été placé sur le tas de sels en 1972 afin de limiter le ruissellement, et l'entreposage de sels à cet endroit a pris fin au milieu de 1981. Le marais recevait aussi les eaux de ruissellement provenant d'un tronçon d'un kilomètre d'une autoroute à quatre voies, où 11 300 kg/km de sels de voirie étaient épandus chaque année (5 650 kg par kilomètre de route à deux voies).

Dans la zone la plus perturbée, la concentration moyenne a atteint jusqu'à 486 ppm de sodium et 1 215 ppm de chlorure dans les eaux interstitielles du lit du marais. Une corrélation a été établie entre la distribution des concentrations élevées de sodium et de chlorure dans le marais et les zones où la végétation avait été perturbée. La concentration de sels dans la rhizosphère a diminué chaque année de 1979 à 1981.

De 1980 à 1983, des évaluations ont été faites de la végétation, dans les portions perturbées et non perturbées du marais. La contamination par le sel a provoqué une modification des espèces végétales dans les zones perturbées, presque toutes les plantes endémiques ayant disparu des sections du marais exposées à de fortes concentrations de sels. Elles avaient été remplacées par des espèces non spécifiques du marais, principalement la quenouille à feuilles étroites.

Sous l'effet d'une diminution de 50 % des concentrations de sels durant les quatre années de l'étude, bon nombre des espèces endémiques sont apparues de nouveau dans le marais. De plus, certaines espèces qui avaient envahi le marais au moment où les concentrations de sels étaient élevées ont décliné alors que d'autres, comme la quenouille à feuilles étroites et l'aronie à feuille de prunier (Pyrus floribunda), sont demeurées dominantes dans certaines autres parties perturbées. Cette étude montre que les communautés végétales des terres humides peuvent se rétablir après l'élimination de la source de sels, bien que certaines espèces envahissantes puissent persister et entraîner ainsi des changements permanents dans la composition de la phytocénose.

3.5.3.3 Effets de la dispersion de sels provenant d'une autoroute à quatre voies sur des vergers de pêches et de prunes de Grimsby (Ontario)

Une étude a été faite dans un certain nombre de vergers de pêches et de prunes situés le long de la Queen Elizabeth Way, une autoroute à quatre voies de la région de Grimsby et Beamsville, en Ontario (McLaughlin et Pearson, 1981), afin de déterminer dans quelle mesure les effets de la dispersion de sels varient en fonction de la distance. Ces plantations étaient situées sur des terrains privés, en dehors de l'emprise routière. On a étudié le dépérissement terminal des pêchers et des pruniers en avril 1980 et 1981 et les concentrations de chlorure et de sodium ont été mesurées dans des échantillons de branches.

Le contenu en chlorure et en sodium des branches, maximal à proximité de l'autoroute, a généralement diminué à mesure qu'on s'éloignait de l'autoroute (figures 4.15 et 4.16 dans Cain et al., 2001). La concentration de sodium dans les tissus des branches était de 2 030 ppm à 45 m de l'autoroute et la concentration de chlorure était de 2 300 ppm, à 40 m de l'autoroute.

C'est dans les arbres situés les plus près de l'autoroute que le dépérissement terminal a été le plus marqué, ce phénomène diminuant à mesure qu'on s'éloignait de l'autoroute (figure 4.17 dans Cain et al., 2001). Il convient toutefois de noter que le degré de dépérissement a varié d'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 pêchers a été de 288 mm à une distance de 22 m de l'autoroute, diminuant à 97 mm, à 82 m de l'autoroute. En avril 1980, le dépérissement terminal des pêchers du côté sud de l'autoroute est passé de 91 mm, à une distance de 36 m de l'autoroute, à 8 mm, à 82 m de l'autoroute. Une corrélation a été établie entre le dépérissement terminal et les concentrations de sodium et de chlorure dans les tissus. Les données combinées sur les pêchers et les pruniers indiquent un accroissement du dépérissement avec l'augmentation des concentrations de sodium et de chlorure (évaluation des valeurs-seuils, Annexe 8 dans Cain et al., 2001).

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)

Les effets de la dispersion de sels ont aussi été étudiés sur des pêchers Loring durant l'hiver 1973-1974 (Northover, 1987). Les arbres étaient situés du côté sud d'une section est-ouest de la Queen Elizabeth Way, une autoroute à péage à quatre voies achalandée, près de St. Catharines (Ontario). Le verger était à la même élévation que l'autoroute, sur un terrain privé, à l'extérieur de l'emprise routière.

La concentration de sodium et de chlorure dans les tissus des pousses a diminué à mesure qu'a augmenté la distance par rapport à l'autoroute. La teneur en chlorure dans les tissus des branches de pêchers à 20 m de l'autoroute était ainsi quatre fois supérieure à celle observée à une distance de 120 m (9 000 ppm contre 1 900 ppm de chlorure). La teneur en sodium était quant à elle plus de sept fois le taux mesuré à 120 m de l'autoroute (6 900 ppm contre 900 ppm de sodium).

Le rendement fruitier a été réduit à des distances de moins de 80 m de l'autoroute, le nombre de pêches par pousse augmentant à mesure qu'on s'éloignait de l'autoroute. À 20 m de l'autoroute, 97 % des tiges de la cime étaient mortes, ce pourcentage diminuant à mesure qu'on s'éloignait de l'autoroute, pour atteindre 8 % à 80 m de l'autoroute et se situer à un niveau de fond (moins de 1 %), à 120 m de l'autoroute. Une corrélation positive a été observée entre la teneur en sodium et en chlorure des pousses et le pourcentage de bois mort dans la cime des arbres.

Les taux de sodium et de chlorure dans le sol n'étaient pas élevés dans ces vergers, ce qui signifie que la forte teneur dans les tissus et les effets sur les plantes ont été causés principalement par la dispersion atmosphérique de sels provenant de l'autoroute.

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

Eaton et al. (sans date) ont évalué les effets des sels de voirie provenant d'une autoroute à deux voies de la région de Folly Mountain, à l'ouest de Truro, entre les hivers 1993 à 1995, sur des peuplements naturels, mais aménagés, de bleuets nains situés sur des terrains adjacents. Durant les hivers 1993-1994 et 1994-1995, respectivement 33 et 40 tonnes de chlorure de sodium par kilomètre d'autoroute ont été épandues dans cette région.

À moins de 35 m de cette autoroute, le nombre de boutons à fleurs et le rendement fruitier ont été réduits, mais ils se rapprochaient des niveaux de fond, à plus de 50 m de l'autoroute. À moins de 10 m de l'autoroute, le nombre de boutons a été de 60 % à 90 % inférieur à celui observé dans des échantillons prélevés à 50 m de l'autoroute, alors que le rendement
a été réduit d'au moins 50 %. En 1994, le rendement obtenu sous une structure de protection faite d'une pellicule pour pépinière a été de 4 224 kg/ha de fruits frais, comparativement à moins de 2 000 kg/ha à 30 m et à moins de 200 kg/ha, à 5 m de l'autoroute. En 1995, le rendement sous la structure de protection a été de 8 092 kg/ha, comparativement à 3 000 kg/ha à 35 m et à moins de 1 500 kg/ha, à 5 m de l'autoroute.

En 1993-1994 et 1994-1995, les taux de sels dans les tissus de tiges prélevés de plants sous la structure de protection ont été respectivement de 0,53 g et de 0,3 g de chlorure de sodium pour 20 tiges, alors qu'ils ont atteint de 6 g à plus de 10 g, à 10 m de la route au printemps 1994 et de 3 g à plus de 8 g, au printemps 1995; des taux élevés dans les tissus ont été mesurés jusqu'à 45 ou 50 m de l'autoroute. Une corrélation négative a été observée entre la réduction du nombre de boutons et du rendement et la teneur élevée en sels dans les tiges de bleuets prélevées durant l'hiver et tôt au printemps.

3.5.3.6 Concentrations dans le sol et les plantes ligneuses aux abords d'autoroutes dans l'intérieur de la Colombie-Britannique Davis et al. (1992) ont étudié les causes du dépérissement et des lésions observés sur des arbres de 17 sites forestiers du centre-sud et de l'est de la Colombie-Britannique, situés le long d'autoroutes à deux, trois et quatre voies.

À 15 de ces sites, il y avait épandage de chlorure de sodium sur les routes durant l'hiver, dans une proportion variant de 60 kg à 130 kg par kilomètre de voie, selon les besoins. Dans les deux autres sites situés le long de routes de gravier, le chlorure de sodium n'était pas utilisé comme agent de déglaçage, mais du sable contenant de 3 à 5 % de chlorure de sodium était épandu en hiver et, durant l'été, du chlorure de magnésium ou du chlorure de calcium était utilisé pour le traitement antipoussière, d'abord à raison de 2 L/m2 puis à un taux de 1,6 L/m2 au moment de l'étude.

Une évaluation détaillée sur le terrain a été faite de ces 17 sites. Pour ce faire, trois parcelles d'échantillonnage ont été définies, dont deux parcelles où les arbres présentaient des lésions de modérées à graves et une parcelle témoin, sans symptôme apparent. Une évaluation détaillée a été faite des symptômes de dommages à la végétation associés aux sels, ainsi que des lésions attribuables à d'autres facteurs notamment au stress abiotique, aux maladies, aux insectes ou au bris. Des échantillons de sol et de végétaux ont été analysés pour en déterminer la teneur en sodium et en chlorure et évaluer d'autres paramètres, et on a dressé un bilan détaillé de chaque site.

Dans 14 sites, les dommages subis par les conifères ont été similaires, les lésions diminuant à mesure qu'on s'éloignait de la route. Ces dommages étaient en outre caractéristiques des lésions causées par les sels de voirie chez les espèces ligneuses, incluant la pyrolyse, la chute des feuilles, le dégarnissement des cimes ainsi que la défoliation et le dépérissement terminal marqués chez les arbres gravement atteints. Dans la plupart des cas, ces dommages se sont manifestés à l'intérieur d'une bande étroite située à une distance de 5 à 15 m dans la pente de l'autoroute. Ailleurs, des dommages ont été observés à 2 m à peine de la route, dans un peuplement forestier situé près de la route. À un autre endroit où le peuplement recevait les eaux de ruissellement routier acheminées par un ponceau, des dommages ont été observés sur une distance de 40 m. Dans un autre site, des dommages mineurs attribués à la dispersion de sels provenant de la route ont été décelés à 50 m de l'autoroute. Dans bon nombre de ces endroits, les dommages se sont manifestés à l'intérieur de l'emprise routière car, dans cette province, l'emprise avec végétation s'étend habituellement sur une distance de 4,5 à 5 m en bordure des autoroutes à deux voies, mais peut atteindre jusqu'à 10 m sur certaines autoroutes. À d'autres endroits, les dommages se sont manifestés en dehors de l'emprise routière, à plus de 5 à 10 m de l'autoroute.

Dans les parcelles témoins, les concentrations de chlorure dans le sol à une profondeur de 0 à 10 cm ont varié entre < 1 et 12 ppm, alors qu'elles ont été de 0,9 à 230 ppm dans les parcelles qui avaient subi des dommages, dépassant 25 ppm à six sites. À deux endroits longeant une autoroute à quatre voies, les taux de chlorure dans le sol ont fluctué entre 3,0 et 198 ppm.

En ce qui a trait au sodium, les concentrations dans le sol à une profondeur de 0 à 10 cm ont été de < 1 à 8,5 ppm dans les parcelles témoins, mais de 0,02 à 50,2 ppm dans les parcelles endommagées. À 13 sites, les concentrations dans une ou les deux parcelles expérimentales ont été supérieures aux concentrations dans la parcelle témoin et elles ont dépassé 17 ppm, à sept sites. Dans deux de ces sites qui longeaient une autoroute à quatre voies, la concentration de sodium a atteint jusqu'à 43 ppm.

La teneur en chlorure des aiguilles provenant de parcelles perturbées a été jusqu'à 3,4 fois supérieure à la concentration mesurée dans les aiguilles de parcelles témoins, alors que leur teneur en sodium a été jusqu'à 206 fois supérieure à celle des aiguilles des parcelles témoins.

Aux deux endroits où il n'y avait pas d'épandage de chlorure de sodium durant l'hiver, le taux de sodium dans les tissus a été faible; par contre, la concentration tissulaire de chlorure dans les échantillons prélevés dans au moins une des deux parcelles endommagées a été de 2 à 2,4 fois supérieure au taux mesuré dans la parcelle témoin. À ces endroits, des lésions ont été observées sur des végétaux situés à moins de 10 m de la route, à l'intérieur et à l'extérieur de l'emprise. À un de ces endroits, la teneur en chlorure du sol a atteint 225 ppm, mais la teneur en sodium a été faible. Les lésions observées sur les arbres à ces deux endroits ont été attribuées à l'épandage de chlorure de calcium ou de chlorure de magnésium dans le cadre des programmes d'entretien des routes en vue d'éliminer la poussière durant l'été.

Cette étude montre que le chlorure de sodium utilisé comme agent de déglaçage et le chlorure de calcium ou de magnésium utilisé comme abat-poussière durant l'été ont fortement contribué aux lésions observées sur les arbres en bordure de la route, ainsi qu'au dépérissement de la végétation dans 16 de ces sites. Cette conclusion s'appuie sur les symptômes manifestés par les végétaux, le profil des lésions observées et les concentrations élevées de sodium et de chlorure mesurées dans le sol et la végétation.

3.5.3.7 Concentrations dans le sol et le feuillage de plantes ligneuses le long d'une route à deux voies de la Colombie-Britannique

Soilcon Laboratories Ltd. (1995) ont étudié les taux de sels dans le sol et dans les tissus de végétaux, en fonction des dommages observés le long d'un tronçon de 2 km de Loon Lake Road, une route à deux voies au nord-ouest de Kamloops (Colombie-Britannique). Le pin ponderosa et le Douglas taxifolié (Pseudotsuga menziesii) sont les deux essences forestières dominantes à cet endroit.

Le taux d'épandage de sel gemme était de 22, 88 ou 153 kg par kilomètre de route à deux voies, selon qu'il fallait procéder à un épandage faible, modéré ou élevé. La charge totale de sels durant l'hiver a été de 1 561 kg par kilomètre de route à deux voies, dont 1 031 kg de sel gemme et 530 kg de sable ayant une teneur en sels de 5 %. L'épandage de sels ou de sable s'est fait entre le 15 novembre 1993 et le 23 février 1994.

Neuf sites ont été évalués à l'intérieur de ce tronçon de 2 km de Loon Lake Road, à des endroits où les arbres manifestaient des symptômes légers, moyens ou graves causés par le sel. Les arbres présentant des lésions de modérées à graves étaient situés à une distance de 3 à 8,4 m de la route, à l'intérieur et à l'extérieur de l'emprise, alors que ceux présentant peu de dommages se trouvaient à une distance de 10 à 20 m de la route, en dehors de l'emprise.

Des échantillons de sol ont été prélevés aux neuf endroits, entre décembre 1993 et avril 1994, afin de déterminer les concentrations de chlorure et de sodium et de les comparer aux valeurs mesurées dans les échantillons témoins prélevés 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 une profondeur de 0 à 10 cm a été de 31,3 ppm (intervalle : 4,1 à 84,5 ppm) en décembre, mais elle avait diminué à 5,12 ppm (intervalle : 1,6 à 12,6 ppm), en avril. Dans les sites présentant peu de dommages, la concentration de chlorure dans le sol, à une profondeur de 0 à 10 cm, a été de 7,2 ppm (intervalle : 1,4 à 23,5 ppm) en décembre, mais de 2,9 ppm en avril (intervalle : 1,3 à 4,5 ppm). La concentration de fond de chlorure était de 3,8 ppm (intervalle : 0,2 à 7,5 ppm).

Dans les sites affichant des dommages modérés et graves, la concentration de sodium mesurée à une profondeur de 0 à 10 cm du sol a été de 15,9 ppm (intervalle : 1,9 à 28,2 ppm) en décembre, mais est descendue à 9,1 ppm en avril (intervalle : 1,0 à 30,7 ppm). Dans les sites peu touchés, la concentration de sodium à une profondeur de 0 à 10 cm a été de 4,7 ppm (intervalle : 5,6 à 11,7 ppm) en décembre et de 1,2 ppm en avril (intervalle : 0,5 à 1,8 ppm). La concentration de fond de sodium était de 2,3 ppm (intervalle : 2,0 à 2,7 ppm).

Tant en décembre qu'en avril, les concentrations de chlorure et de sodium dans le sol ont été plus élevées aux endroits où les arbres avaient subi des dommages modérés ou graves qu'à ceux affichant des dommages légers. Par ailleurs, au moment de l'échantillonnage d'avril, les concentrations dans le sol avaient diminué à un niveau comparable aux concentrations de fond, probablement sous l'effet du lessivage par les précipitations, puisque le dernier épandage de sels a été fait en février.

Durant la période d'échantillonnage de décembre à avril, la concentration de chlorure a varié de 110 à 560 ppm dans le feuillage des arbres peu endommagés, de 110 à 3 180 ppm dans le feuillage des arbres ayant subi des dommages modérés et de 870 à 5 590 ppm dans le feuillage des arbres lourdement endommagés.

Durant la même période, les concentrations de sodium dans le feuillage ont varié respectivement de 0,5 à 70 ppm, de 0,5 à 190 ppm et de 30 à 920 ppm, selon que les arbres avaient subi des dommages légers, modérés ou graves.

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

Button et Peaslee (1966) rapportent les concentrations de chlorure et de sodium mesurées 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 la Route 17 reliant Middletown et Durham, une route à deux voies du Connecticut, sans doute à l'intérieur de l'emprise routière. Cette étude est pertinente pour le Canada, puisque l'érable à sucre est une essence forestière indigène, qui est utilisée à la fois pour la production de sirop d'érable et comme essence ornementale. Cette étude illustre également le type de lésions résultant de l'exposition aux sels de voirie véhiculés par les eaux de ruissellement.

Bien que ces auteurs ne précisent pas la charge de sels, ils indiquent que 63 000 tonnes de sel gemme et 2 250 tonnes de chlorure de calcium ont été épandues chaque année sur les 7 180 km d'autoroutes du Connecticut, ce qui équivaut à un épandage annuel 9 850 kg de sel gemme et de 350 kg de chlorure de calcium par kilomètre.

Sur le côté ouest de l'autoroute, les arbres étaient exposés directement aux eaux de ruissellement routier. Sur le côté est, les eaux de ruissellement routier étaient détournées au moyen d'une bordure qui avait été aménagée durant 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 mesurées du côté est (moyenne de 1 600 à 5 400 ppm). Par comparaison, les taux de chlorure dans des arbres témoins de la même essence et du même âge, mais situés loin de la route, ont fluctué entre 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 à 200 ppm sur le côté est et de 0 ppm dans les arbres témoins.

Une corrélation a été établie entre les concentrations plus élevées de chlorure et de sodium, mesurées dans le feuillage des arbres situés sur le côté ouest de l'autoroute et exposés aux eaux de ruissellement routier, et les symptômes modérés à graves observés dans les arbres du côté ouest. Du côté est, les symptômes ont été légers, voire absents, et ils ont également été absents chez les arbres témoins.

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

Des échantillons de sol et de végétaux ont été prélevés à différentes distances, le long de nombreuses autoroutes de l'intérieur (centre et ouest) du Massachusetts, en juin 2000 (Barker, 2000; Mills et Barker, 2001). Cette étude s'applique aux conditions canadiennes, car la majeure partie des essences échantillonnées sont des essences indigènes ou naturalisées du Canada et que les taux d'épandage au Massachusetts, en 1999, étaient comparables aux taux dans le centre et l'est du Canada. Les taux d'épandage au Massachusetts étaient en effet de 240 lb/mille linéaire (136 kg par kilomètre de route à deux voies), comparativement à des taux variant de 130 à 170 kg par kilomètre de route à deux voies, en Ontario.

Des échantillons de huit espèces ligneuses et d'un éventail d'espèces herbacées ont été prélevés à une distance de 1,5 à 12 m de différentes autoroutes et leurs concentrations de sodium ont été analysées. Des lésions ont été observées à une distance de 4 à 9 m des autoroutes et une corrélation a été établie entre ces lésions et l'accroissement de la concentration de sodium dans les tissus des végétaux de multiples essences de pins (Pinus spp.) et de sumacs (Rhus sp.). Chez le pin, la concentration foliaire moyenne de sodium a été de 2 139 ppm dans un arbre endommagé, comparativement à 28 ppm dans un échantillon prélevé d'un lieu hors des abords de la route. Chez le sumac, la concentration foliaire moyenne de sodium a été de 209 ppm dans le feuillage endommagé, comparativement à 177 ppm dans le feuillage en santé. Dans un échantillon unique de peuplier (Populus sp.), aucune différence significative n'a été observée entre les concentrations de sodium, celle-ci étant de 310 ppm dans le feuillage endommagé, comparativement à 338 ppm dans le feuillage d'arbres en santé.

Les concentrations de sodium dans le feuillage des végétaux sont demeurées élevées à une distance de 3 à 7,6 m de la route, puis ont diminué jusqu'à 12 m. À moins de 6,1 m de la route, la concentration de sodium extractible dans le sol a atteint jusqu'à 154 ppm, mais n'était plus que de 26 ppm à 12 m. Quant au pH du sol, il est demeuré élevé (au-dessus de 7) à moins de 3 m de la route, mais se situait à moins de 6,5 à plus de 6 m. Enfin, aucune tendance constante ne se dégage en ce qui a trait à la conductivité électrique, celle-ci ayant varié de 0,12 dS/m (à 9,1 m) à 0,30 dS/m à une distance de 12 m de la route.

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

Une étude a été menée en 1989 dans le parc Boitanio, en Colombie-Britannique, afin de déterminer les causes du dépérissement et de la détérioration des arbres dans la section est du parc, située près de l'autoroute 97 (Van Barneveld et Louie, 1990). Le parc Boitanio est situé à Williams Lake, au sud-ouest d'un tronçon à quatre voies de cette autoroute. Le sapin bleu de Douglas (Pseudotsuga menziesii var. glauca) y est l'essence dominante.

Le secteur préoccupant se trouvait près de l'autoroute et descendait vers le sud-ouest, dans une pente de 5 à 15 %. Deux ponceaux aménagés le 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 de chlorure de sodium à raison de 60 à 130 kg de sels par kilomètre de voie.

De graves lésions et un dépérissement rapide ont été rapportés au printemps 1989 sur les arbres situés le long des canaux de drainage et de l'autoroute. Des échantillons préliminaires de sol ayant révélé la présence de taux élevés de sodium dans le sol, on a procédé à un échantillonnage exhaustif et à des analyses sur le terrain de la végétation et du sol à l'intérieur du parc, en juillet 1989. Les échantillons ont été prélevés selon une grille incomplète partant de l'autoroute, les postes d'échantillonnage étant situés tous les 50 m le long de la grille. Une évaluation a été faite de la végétation, afin de déceler la présence de symptômes dus à des lésions, à des insectes ou à des maladies. Le tissu des feuilles a été échantillonné et analysé pour en déterminer la teneur en chlorure et en sodium. Enfin, des échantillons de sol ont été prélevés dans des couches successives de 25 cm, jusqu'à une profondeur de 150 cm.

Les arbres ont été classés, selon qu'ils avaient subi des dommages légers, modérés ou graves. Sur les arbres peu endommagés, le taux de décoloration et de branches mortes avec des pousses apicales en santé était inférieur à 10 %. Les arbres modérément endommagés présentaient un taux de décoloration et de défoliation de 10 à 50 % et quelques branches mortes avec des pousses apicales en santé. Quant aux arbres lourdement endommagés, ils étaient morts ou présentaient un taux de décoloration, de défoliation et de dépérissement de la cime supérieur à 50 %.

Une association a été établie entre, d'une part, le type de dommages observés et, d'autre part, l'emplacement des arbres le long de la route et le régime d'écoulement de l'eau acheminée à travers le parc par les deux ponceaux. Les dommages les plus graves ont été observés le long de ces voies de drainage.

Des concentrations élevées de sodium et de chlorure ont été mesurées dans le sol des sites modérément et gravement endommagés, mais non dans les sites peu endommagés. La concentration moyenne de sodium dans le sol a ainsi été de 108,7 ppm dans les sites présentant de graves dommages, de 37,9 ppm aux sites modérément endommagés et de 29,0 ppm dans les sites peu endommagés. Quant au chlorure, la concentration moyenne s'est établie respectivement à 52,1 ppm, 50,0 ppm et 20,3 ppm, selon que les dommages étaient graves, modérés ou faibles. Par ailleurs, la concentration de sodium dans les sites lourdement endommagés était 3,7 fois supérieure à celle observée dans les sites peu endommagés, alors que la concentration de chlorure y était 2,6 fois plus élevée.

Des concentrations plus élevées de sodium et de chlorure ont été mesurées dans le feuillage des arbres ayant subi des dommages graves ou modérés que dans ceux légèrement atteints. De fait, la concentration moyenne de sodium dans les aiguilles d'arbres de 0 à 3 ans a été de 113 ppm dans les sites gravement perturbés, de 54,8 ppm dans les sites modérément perturbés et de 59,7 ppm dans les sites ayant subi de légers dommages; dans les aiguilles des arbres de 4 à 6 ans, les concentrations de sodium se sont établies à 208 ppm, 72,7 ppm et 47,9 ppm, respectivement dans les sites lourdement, modérément et peu endommagés.

Quant au chlorure, la concentration moyenne dans les aiguilles d'arbres de 0 à 3 ans a été respectivement de 3 560 ppm, 2 630 ppm et 572 ppm, dans les sites gravement, modérément et légèrement atteints; dans les aiguilles d'arbres de 4 à 6 ans, ces concentrations se sont établies respectivement à 4 180 ppm, 2 667 ppm et 1 060 ppm.

Il est possible que d'autres facteurs -comme une sécheresse récente, la présence d'autres contaminants dans les eaux de ruissellement, la présence d'insectes ou l'élimination récente des broussailles - aient contribué à aggraver le dépérissement des arbres. Il a toutefois été établi que ces autres facteurs n'avaient pas été la principale cause du dépérissement des arbres dans le parc. Ce parc évolue sous un climat sec, où les précipitations annuelles entre mai et août totalisent 158 mm. Ces précipitations peu abondantes, conjuguées à la récente sécheresse, auraient donc aggravé le problème, en empêchant le lessivage des taux élevés de sodium et de chlorure dans le sol par les précipitations.

Les symptômes des dommages sur les Douglas taxifoliés à cet endroit concordent avec les dommages causés par le sel et sont corroborés par la tendance voulant que les dommages plus graves aient été observés sur les arbres situés en bordure de la route et le long des voies de drainage dans le parc. À ces endroits, une corrélation a été établie entre les concentrations élevées de sodium et de chlorure dans le sol et les tissus et les symptômes les plus graves notés chez les arbres.

Kliejunas et al. (1989) font état des dommages causés par les eaux de ruissellement routier traversant des peuplements forestiers. Ces auteurs ont noté un dépérissement terminal des aiguilles des conifères, caractéristique de l'absorption de sels à partir du sol, dans des peuplements forestiers situés entre 91 et 122 m de l'autoroute 89 à Emerald Bay et de l'autoroute 80 à Donner Summit, dans la région de Lake Tahoe au Nevada. Des concentrations élevées de sodium et de chlorure (5 800 ppm de sodium et 13 700 ppm de chlorure) ont été décelées dans les aiguilles de sapins du Colorado (Abies concolor) et de pins de Jeffrey (Pinus jeffreyi) à Donner Summit, à l'intérieur d'un canal de drainage situé à 76 m en aval de l'autoroute 80.

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

Racette et Griffin (1989) ont étudié les causes du dépérissement marqué des plantes ligneuses à proximité d'un entrepôt de sels de voirie, à l'est de Kenora (Ontario). Les arbres poussant derrière la sablière et le dépôt de sels, de même que le long du canal de drainage qui recevait les eaux de ruissellement de l'autoroute et de l'entrepôt de sels, ont manifesté de graves symptômes.

Une aire d'entreposage de sable et de gravier située à proximité avait servi, au moins une 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 la végétation existante présentait des dommages, le long d'une voie de drainage traversant cette zone. Les graminées avaient été détruites et les peupliers faux-tremble (Populus tremuloides) présentaient les symptômes d'une grave nécrose marginale.

Les taux de sodium et de chlorure dans les tissus des plantes ont été mesurés en septembre 1988, dans les zones où des dommages étaient apparents. Des concentrations de chlorure variant de 1 800 ppm (amélanchier, Amelanchier sp.) à 22 000 ppm (bouleau à papier, Betula papyrifera) ont été mesurées dans le feuillage, alors que les concentrations de sodium ont fluctué entre 10 ppm (épinette noire, Picea mariana) et 86 ppm (amélanchier). Les concentrations de fond de chlorure dans le feuillage ont varié de moins de 20 ppm (amélanchier et bouleau à papier) à 1 900 ppm (peuplier faux-tremble) et celles de sodium, de 7 ppm (épinette noire) à 19 ppm (amélanchier).

À ces endroits, on a aussi décelé de fortes concentrations de sodium et de chlorure dans les branches. De fait, les concentrations de chlorure ont varié de 900 ppm (peuplier faux-tremble) à 9 100 ppm (épinette noire), alors que la concentration de sodium a fluctué entre 9 ppm (peuplier faux-tremble) et 78 ppm (épinette noire). À titre de comparaison, les concentrations de fond de chlorure dans les branches ont varié de moins de 20 ppm (peuplier faux-tremble) à 200 ppm (épinette noire) et celles de sodium, de 7 ppm à 17 ppm (toutes deux mesurées dans l'épinette noire).

Des concentrations élevées de sodium et de chlorure dans le sol de surface ont aussi été observées à ces deux endroits, à une profondeur de 0 à 5 cm, mais non à un site témoin éloigné de la zone. La concentration de chlorure dans le sol a ainsi varié de 780 à 1 200 ppm et celle de sodium, de 370 à 680 ppm; les concentrations de fond étaient respectivement de 15 ppm et 91 ppm.

Durant l'hiver 1988-1989, des mesures ont été prises afin de réduire les pertes de sels à partir du dépôt. Dès août 1989, l'étendue et la gravité des dommages causés à la végétation avaient diminué. Les concentrations de sodium et de chlorure dans le feuillage avaient elles aussi diminué, mais demeuraient toujours élevées par rapport au site témoin.

3.5.4 Modifications des taux d'épandage et dommages actuellement observés au Canada

Les études sur le terrain, qui ont été réalisées au Canada et dont il est question à la section 3.5.3, de même que les concentrations dans l'environnement mentionnées à la section 3.5.1, s'appuient sur des données sur les concentrations de chlorure ou de sodium dans les végétaux ou le sol et sur les dommages causés aux végétaux, d'après un échantillonnage sur le terrain réalisé entre 1980 et 1995. Depuis les années 1980, les taux d'épandage de chlorure de sodium ont diminué de 20 à 30 % dans certaines provinces; en revanche, les charges annuelles totales n'ont pas diminué (Morin et Perchanok, 2000).

La quantité totale utilisée durant l'hiver (charge annuelle), ainsi que la quantité totale déposée dans le sol ou par voie atmosphérique, constituent les valeurs critiques pour les végétaux (Hofstra et Lumis, 1975). La quantité totale de sels épandus durant une saison sera plus élevée lorsque les épisodes de neige sont plus nombreux, que les précipitations de neige sont plus abondantes ou qu'il y a davantage d'épisodes de pluie verglaçante. Les végétaux sont également exposés à de plus grandes quantités de sels dispersés par voie atmosphérique au cours d'années où les quantités épandues sont plus abondantes, que davantage de tempêtes se produisent au début ou à la fin de la saison et que les conditions de gel qui exigent l'épandage de sels commencent plus tôt à l'automne et se prolongent plus tard au printemps.

Les données courantes obtenues de deux municipalités de l'Ontario et de l'Alberta indiquent la variation des quantités totales de sels épandus sur les routes durant l'hiver. Dans le district nord de la région de Peel, en Ontario, les quantités annuelles totales, par kilomètre de voie, ont augmenté de 22 % entre 1995 et 2000, passant de 22 à 27 tonnes (Zidar, 2000). Entre 1996-1997 et 1998-1999, la Ville d'Edmonton a préconisé un salage « judicieux » et l'application des « meilleures pratiques des gestion », afin de réduire au minimum les effets des sels de voirie sur l'environnement. La ville a constaté que la quantité totale de sels de voirie utilisée durant cette période a varié de 11 000 tonnes de chlorure de sodium et 69 400 L de chlorure de calcium à 21 300 tonnes de chlorure de sodium et 40 900 L de chlorure de calcium, ce qui représente un écart de plus de 90 % pour le chlorure de sodium et de 70 % pour le chlorure de calcium (Neehall, 2000).

D'autres facteurs entrent également en compte; ainsi, une plus grande quantité d'eaux de ruissellement salées pénétrera dans le sol autour des racines, lorsque les tempêtes se produisent au début ou à la fin de la saison et que le sol n'est plus gelé, que lorsque le ruissellement s'écoule sur un sol gelé (Headley et Bassuk, 1991). L'épandage de sels au printemps entraînera également le dépôt atmosphérique de sels sur les bourgeons des plantes ligneuses en formation et les jeunes pousses de plantes succulentes, en plus d'exposer les jeunes plants en période de germination dans le sol. Lorsque le printemps est sec, il peut arriver que les dépôts de sels sur les tiges et les feuilles des plantes ligneuses ne puissent être éliminés par les précipitations (Hofstra et al., 1979; Simini et Leone, 1986) et que les sels présents dans le sol ne soient pas éliminés autant que lorsque le temps est plus humide au printemps. Toutes ces variables signifient que l'exposition des plantes aux sels, qu'il s'agisse de dépôts dans le sol ou de dépôts atmosphériques, augmente ou diminue en fonction des conditions climatiques annuelles (Hofstra et al., 1979).

Au Canada, les végétaux en bordure des routes présentent toujours des dommages dus aux sels, tant en régions rurales qu'urbaines. La Ville d'Edmonton a constaté les effets négatifs causés par l'épandage de sels de voirie sur les graminées, les arbustes et les arbres qui poussent le long des routes, mais note qu'il y a peu de solutions de rechange pour assurer des conditions de conduite sécuritaires durant l'hiver (Neehall, 2000). Bien que les employés de la ville pratiquent un salage « judicieux » et recourent aux meilleures pratiques de gestion afin de réduire au minimum les effets des sels de voirie sur l'environnement, ils constatent que la sécheresse contribue à accroître les concentrations de chlorure dans le sol, car l'humidité du sol et le lessivage des sels solubles sont alors réduits. À Edmonton, la gravité des effets négatifs sur les arbres aux abords des routes varient d'une année à l'autre, ces effets étant plus graves en période de sécheresse.

Durant la saison de croissance 2000, des dommages causés par le sel ont été observés sur des arbres dans des régions rurales de l'Ontario, notamment le long de la route County Road 124 dans le comté de Dufferin (figure 3.4 dans Cain et al., 2001 et discussion connexe) et de l'autoroute 401. Dans la région de Peel (Ontario), les dommages causés par le sel ont été évalués sur les arbres se trouvant en bordure de routes situées dans la partie nord de la région et entretenues par la région de Peel et le ministère des Transports de l'Ontario (Thompson, 2000; Zidar, 2000). Les dommages ont semblé plus graves qu'à l'habitude après l'hiver 1999-2000. Les dommages causés par le sel ont été observés principalement sur des essences sensibles, comme le thuya (Thuja occidentalis), le pin rouge (Pinus resinosa) et le pin sylvestre (Pinus sylvestris). Parmi les autres facteurs ayant contribué à ces conditions, mentionnons la sécheresse durant les deux étés précédents qui a exercé un stress sur les arbres, ainsi que l'hiver doux durant la saison 1999-2000 qui pourrait avoir rendu la chaussée humide et propice aux éclaboussures. Les dommages varient également en fonction de la densité de la forêt le long des routes, de l'éloignement des arbres de la route, du type de sol et de sa pente, ainsi que de la vitesse des véhicules sur la route et du volume de la circulation.

3.5.5 Estimation de la superficie à risque

La zone d'impact des sels de voirie sur les végétaux sensibles s'étend généralement sur une distance de 80 m des autoroutes à voies multiples et jusqu'à 35 m des routes à deux voies. En se basant sur les données sur la longueur du réseau routier, il est possible d'estimer les régions du Canada où les sels de voirie pourraient avoir un impact sur les végétaux sensibles. À partir des données publiées par Transports Canada (2001), on a déterminé que la longueur des autoroutes au Canada, en 1995, équivalait à 16 571 kilomètres de route à deux voies. Ce chiffre peut être divisé en deux, pour obtenir la longueur linéaire approximative des autoroutes. La superficie où les végétaux sensibles pourraient être atteints, sur une distance de 80 m de la route, serait donc de 132 568 ha. Toujours en 1995, la longueur des routes asphaltées en régions urbaines et rurales au Canada a été évaluée à 301 348 équivalents de kilomètres de route à deux voies, en présumant une longueur linéaire similaire. Le long de ces routes, la superficie à l'intérieur de laquelle des dommages pourraient être causés aux végétaux à risque, sur une distance de 35 m de la route, serait de 2 109 436 ha.

À partir des données sur la longueur du réseau routier au Canada pour 1995, on estime que les sels de voirie pourraient avoir une incidence sur les végétaux sensibles, sur une superficie de 2 242 000 ha le long des routes du pays. Cependant, comme il n'y a pas épandage de sels de voirie sur toutes ces routes et autoroutes, la superficie réelle serait nettement moindre.

3.5.6 Résumé de l'évaluation des risques et conclusions

Le chlorure de sodium utilisé comme agent de déglaçage peut avoir des effets nocifs sur les végétaux qui poussent le long des routes ou dans les régions contaminées localement par le ruissellement d'eaux à forte teneur en sels. Les concentrations élevées de chlorure et de sodium dans le sol ou la dispersion atmosphérique de ces substances entraînent une diminution marquée du nombre de boutons à fleurs et du rendement fruitier des espèces sensibles ainsi que de graves dommages au feuillage, aux pousses et aux racines, et une réduction de la croissance, de la germination et de l'établissement des jeunes plants. Les plantes atteintes sont notamment des espèces indigènes de graminées, des espèces de terres humides comme la sphaigne et le carex, et des espèces ligneuses telles l'érable, le pin, le Douglas taxifolié, le cornouiller, le pêcher et le prunier.

Les effets graves peuvent entraîner la mort de la plante, alors que l'exposition répétée (chronique) des plantes vivaces à des taux élevés de sels, année après année, provoque une réduction de la croissance ainsi que la mort des tissus des pousses et du feuillage. De plus, le stress répété réduit la vigueur des plantes et leur capacité de se défendre contre les insectes, les maladies et le stress abiotique. Ces effets peuvent aussi provoquer la disparition de végétaux à l'intérieur d'une même communauté et avoir des répercussions sur d'autres organismes qui dépendent des plantes pour leur alimentation ou comme abri.

Des changements dans la phytocénose, en réponse aux taux élevés de sels, ont été observés dans les zones exposées au ruissellement routier et à la dispersion atmosphérique des sels de voirie. Les espèces halophiles, comme les quenouilles et les roseaux communs, envahissent facilement les zones perturbées par le sel, ce qui modifie l'incidence et la diversité des plantes sensibles au sel. Il s'ensuit une modification dans la composition des communautés qui ne tolèrent pas le sel, à cause de la disparition des espèces sensibles et leur remplacement par des espèces halophiles.

La zone d'impact est généralement linéaire et suit le tracé des routes et autoroutes ou des autres zones où il y a épandage de chlorure de sodium ou d'autres sels de chlorure, comme pour le déglaçage ou le traitement antipoussière. Des dommages surviennent également le long des voies de drainage qui transportent les eaux de ruissellement salées provenant des routes et des installations de manutention des sels de voirie. Il y a dispersion atmosphérique de sodium et de chlorure le long des routes durant la période d'épandage hivernal; cet effet, qui perturbe surtout les espèces ligneuses, s'exerce jusqu'à 80 m environ des autoroutes à voies multiples et jusqu'à 35 m des autoroutes à deux voies sur lesquelles il y a épandage de sels. L'étendue et la distance de la dispersion sont fonction de la charge de sels, du volume de la circulation et de sa vitesse, de la topographie locale et des vents dominants.

Les effets des sels de voirie sur les essences forestières aux abords des routes ont été étudiés dans le centre et le sud de la Colombie-Britannique. Ces études ont révélé que la zone d'impact s'étend sur une distance de 10 à 15 m d'une autoroute à deux voies mais a atteint 50 m, le long d'une autoroute à quatre voies de cette province. Au Canada, les régions de grande densité forestière, qui reçoivent des charges modérées à élevées de sels (selon les charges annuelles par district d'entretien), incluent l'île de Vancouver, 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 certaines régions du Nouveau-Brunswick et de la Nouvelle-Écosse. On a jugé que 53 % des essences forestières primaires du Canada sont sensibles aux sels de voirie.

Dans le cas des cultures fruitières, on note des dommages importants et une diminution marquée de la production de fruits, à l'intérieur d'une zone qui s'étend de 50 à 80 m d'une autoroute à quatre voies du sud de l'Ontario et jusqu'à 35 m environ d'une autoroute à deux voies de la Nouvelle-Écosse. Par ailleurs, 65 % des 32 cultivars ou variétés d'arbres fruitiers, de vignes ou d'arbustes ont été jugés sensibles au sel. La sensibilité de ces espèces donne une indication de la sensibilité des cultures fruitières indigènes qui forment la phytocénose, le long des routes.

Les effets graves et la mortalité observés sur les essences ornementales et les cultures de pépinières sensibles sont dus aux taux élevés de sels de voirie dans le sol ou aux sels dispersés par les éclaboussures. De 30 à 40 % des essences ornementales courantes utilisées en Ontario et dans l'ensemble du Canada sont sensibles aux sels de voirie.

3.6 Faune terrestre

Les effets, tant positifs que négatifs, de l'aménagement d'un réseau routier sur la faune vertébrée ont fait l'objet de nombreuses études scientifiques (p. ex., Bennett, 1991) et ces aspects ne seront pas examinés ici. Des effets spécifiques liés à l'usage des sels de voirie pourraient également résulter de la diminution du couvert végétal ou des changements dans la phytocénose décrits à la section 3.5. Dans certaines conditions, notamment lorsque l'habitat est limité, l'accotement des routes devient une zone précieuse qui sert à la fois d'habitat de reproduction pour la faune et de corridor entre des habitats mieux appropriés (p. ex., Oetting et Cassell, 1971; Drake et Kirchner, 1987; Bennett, 1991; Camp et Best, 1993a,b). Plusieurs administrations ont mis en oeuvre des initiatives en vue d'améliorer la gestion des zones en bordure de route et d'accroître ainsi la valeur de cet habitat. Les sels de voirie peuvent nuire à ces efforts de gestion. Les effets des sels de voirie sur des espèces ayant un stade de vie aquatique, comme les grenouilles et d'autres amphibiens, ont été examinés à la section 3.3. La présente section traite des effets toxicologiques directs des sels de voirie sur la faune terrestre, en l'occurrence les oiseaux et les mammifères.

3.6.1 Caractérisation de l'exposition

Le sodium est une composante essentielle des processus physiologiques chez tous les vertébrés qui devient toutefois toxique lorsqu'absorbé en trop grandes quantités. Normalement, le surplus de sodium est éliminé par une augmentation du taux de filtration glomérulaire et une réduction du pourcentage de sodium réabsorbé par les reins. Les oiseaux terrestres, surtout les espèces herbivores et granivores, sont plus susceptibles de souffrir d'une carence en sel, mais disposent de peu de mécanismes pour faire face à un excès de sodium. Tout animal qui cherche à satisfaire à sa « faim de sel » comble habituellement son déficit en le dépassant de beaucoup et cet excédent persiste pendant un certain temps (Schulkin, 1991). La surconsommation de sel est à son tour régulée par un mécanisme de rétroaction : la soif. L'absence d'une source d'eau augmente donc la toxicité du sel ingéré (voir la section 3.6.2.1). La faune qui souffre d'une carence en sel peut franchir de grandes distances pour trouver du sel et ainsi se retrouver sur les routes sur lesquelles il y a eu épandage (Schulkin, 1991). Une des préoccupations examinées dans le cadre de la présente évaluation tient à l'attrait qu'exercent les routes salées, les espèces sauvages très mobiles étant capables de parcourir de grandes distances pour y parvenir.

3.6.1.1 Mammifères

L'interaction la plus apparente entre les sels de voirie et la faune sauvage vient sans doute des grands ongulés, comme l'orignal (Alces alces), le cerf mulet (Odocoileus hemionus), le cerf de Virginie (Odocoileus virginianus), le wapiti (Cervus canadensis) et le mouflon d'Amérique (Ovis canadensis). Bien que d'autres facteurs puissent attirer les mammifères sur les routes, l'épandage de sels de voirie a souvent été largement mis en cause dans les collisions avec des voitures. En Ontario, par exemple, la période où survient le plus de collisions entre des orignaux et des voitures correspond à la période où les besoins en sodium des animaux sont les plus grands, et non à la période où la circulation automobile est la plus abondante (Fraser et Thomas, 1982). Par ailleurs, la plupart des orignaux sont aperçus là où se trouvent des mares de sels ou très près de ces lieux et c'est là que surviennent la moitié environ des collisions entre des orignaux et des voitures (Fraser et Thomas, 1982). Selon un rapport technique publié par le ministère des Transports de l'Ontario, les cerfs et les orignaux qui boivent de l'eau salée ont tendance à perdre leur crainte des humains et des véhicules et sont enclins à foncer, parfois même devant un véhicule, plutôt que de s'en éloigner comme ils le feraient normalement (Jones et al., 1986). Selon une autre étude, celle-ci menée au Québec, la présence des orignaux dans les étangs aux abords des routes augmentent proportionnellement aux taux de sodium et de calcium de ces eaux et le nombre de collisions est plus élevé à proximité des étangs plus fréquentés par ces animaux (Grenier, 1973). Dans l'ensemble, deux fois plus d'orignaux sont tués par kilomètre de route, lorsqu'il y une mare que lorsqu'il n'y en a pas. Miller et Litvaitis (1992) ont constaté que des orignaux porteurs d'un collier émetteur, dans le nord du New Hampshire, avaient élargi leur domaine vital pour y inclure des mares fortement contaminées par le sel, qui se trouvaient près de la route. De même, l'attrait des sels de voirie a été reconnu comme une des principales causes du décès de mouflons d'Amérique et une cause mineure de la mort de wapitis dans la parc national Jasper (Bradford, 1988). À notre connaissance, aucune étude officielle n'a porté sur la contribution des sels de voirie dans la mortalité d'autres espèces fauniques, comme les petits mammifères souvent tués par les véhicules automobiles, bien qu'un autre rapport du ministère des Transports de l'Ontario indique que la marmotte commune (Marmota monax), le lièvre d'Amérique (Lepus americanus) et le porc-épic (Erethizon dorsatum) sont souvent aperçus en train de se nourrir de sels de voirie (Hubbs et Boonstra, 1995).

Trainer et Karstad (1960) rapportent un cas d'intoxication par les sels de voirie chez le lapin à queue blanche (Sylvilagus floridanus).

3.6.1.2 Oiseaux

On a relevé douze rapports publiés établissant un lien entre les sels de voirie et des oiseaux morts (Brownlee et al., 2000). Deux incidents ont officiellement été diagnostiqués comme des intoxications par le sel (Trainer et Karstad, 1960; Martineau et Lair, 1995) et des comportements anormaux, évocateurs d'une toxicose, ont été observés dans plusieurs autres cas. Dans la plupart des cas, le chlorure de sodium est la substance à laquelle les oiseaux ont été exposés bien que, dans un cas, c'est du chlorure de calcium qui avait été épandu sur la route (Meade, 1942). Ces oiseaux morts ont été observés à plusieurs endroits à l'intérieur de la ceinture de neige canado-américaine, entre 1942 et 1999. Un autre rapport provient d'Allemagne et au moins deux des incidents signalés portent sur la mort de plus d'un millier d'oiseaux chacun. Compte tenu de la difficulté de retrouver les carcasses d'oiseaux (Mineau et Collins, 1988), en raison du nombre élevé de charognards aux endroits où des oiseaux sont fréquemment tués le long des routes (Benkman, 1998; Woods, 1998) et du peu de rapports sur la mortalité de la faune en général, le nombre de rapports sur les morts d'oiseaux associées à l'épandage de sels de voirie est significatif et suggère que ces décès sont sans doute plus répandus et plus fréquents que ne l'indiquent les cas documentés. Le fait que d'autres biologistes et chercheurs contactés ont dit être au courant de ces morts d'oiseaux sur les routes salées vient appuyer cette hypothèse, même si ces observations n'ont pas été publiées. À un endroit (parc Mount Revelstoke), la mortalité du tarin des aulnes et d'autres roselins (voir plus bas) a été observée assez souvent au cours des 25 dernières années pour que les habitants de la région les surnomment « oiseaux de radiateur », faisant ainsi référence à la tendance qu'ont ces oiseaux d'être frappés par l'avant des véhicules en mouvement (Woods, 1998). Ces morts surviennent souvent dans les courbes des autoroutes ou aux endroits où la chaussée présente de nombreuses fissures et crevasses propices à l'accumulation de sels, bien qu'elles puissent se produire n'importe où il y eu épandage de sable et de sels. Selon Baker (1965), les habitants d'une localité du Maine considèrent ce massacre d'oiseaux comme un phénomène quotidien naturel. Un autre chercheur rapporte avoir vu des centaines de becs-croisés des sapins morts après avoir été frappés par des véhicules alors qu'ils mangeaient du sel sur la route (Benkman, 1998).

Les roselins carduélinés (famille des Fringillidés, 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 espèces protégées qui figurent sur les listes établies en vertu de la Loi sur la Convention concernant les oiseaux migrateurs. L'aire de distribution de ce groupe d'oiseaux granivores couvre l'ensemble de la forêt boréale, ces oiseaux ne se déplaçant vers des latitudes plus au sud que lorsque le rendement grainier est faible. Les cartes animées produites par ordinateur, sur l'abondance de l'espèce, illustrent bien l'étendue de ce phénomène d'« invasion » (voir Cornell Laboratory of Ornithology, 2000a, b). Bien que les roselins se nourrissent de graines d'arbres à feuilles caduques, d'insectes et de baies, leur alimentation, surtout en hiver, se compose essentiellement de graines de conifères, et leur attrait pour le sel est bien connu. On utilise ainsi du sel pour piéger des becs-croisés des sapins (Loxia curvirostra) (Dawson et al., 1965) et on a constaté que les roselins carduélinés préfèrent le sodium à tout autre minéral, quelle que soit la grosseur du gravier (Bennetts et Hutto, 1985). Fraser et Thomas (1982) ont constaté que trois espèces de roselins, à savoir le gros-bec errant (Hesperiphona vespertina), le roselin pourpré (Carpodacus purpureus) et le tarin des pins (Carduelis pinus), étaient les principaux visiteurs des mares de sels aux abords des routes, dans le nord de l'Ontario.

Les renseignements sur les morts rapportées et sur les caractéristiques sociales et comportementales des roselins carduélinés laissent croire que ce groupe est le plus à risque de souffrir des effets de toxicité aiguë dus à l'ingestion de sels de voirie. Cependant, le fait que les oiseaux ont tendance à voyager et à s'alimenter en larges bandes en hiver introduit sans doute un biais qui explique la plus grande détectabilité de ces oiseaux et la déclaration d'un plus grand nombre d'oiseaux morts. Trainer et Karstad (1960) rapportent également des cas d'intoxication chez le colin de Virginie (Colinus virginianus), le faisan de Colchide (Phasianus colchicus), le pigeon biset (Columba livia) et le lapin à queue blanche.

On suppose souvent que l'ingestion de sel vise à satisfaire à un besoin physiologique associé à un régime essentiellement végétarien. Cependant, on ne peut écarter la possibilité que les cristaux de sel ingérés servent de gravier, lequel aide à broyer les aliments et constitue une source supplémentaire de minéraux pour les oiseaux dont le régime est faible en calcium (Gionfriddo et Best, 1995). La préférence quant à la taille du gravier varie de façon linéaire avec la taille de l'oiseau. La taille des particules de sels provenant d'une mine de l'Ontario a varié de 0,6 à 9,5 mm (Société canadienne de sel Ltée, 1991). Comme la taille des particules de sels épandus sur les routes diminue progressivement à mesure que cette substance fond (Letts, 1999), la taille des particules de sels finit par correspondre, à un moment ou à un autre après l'épandage sur les routes, à la taille du gravier qui convient à un oiseau donné. De plus, la grande fluctuation dans la taille des particules de sels de voirie au moment de leur épandage fait en sorte qu'un gravier de grosseur appropriée sera disponible pendant une longue 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 vertébrés domestiques ou captifs se divisent en plusieurs catégories : surdose accidentelle dans l'alimentation qui peut être compensée par une consommation 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 (Windingstad et al., 1987; Meteyer et al., 1997) ou apport de suppléments de sel avec privation d'eau (Trueman et Clague, 1978; Scarratt et al., 1985). Les toxicoses dues au sel, chez les vertébrés sauvages en liberté, ont été liées à une exposition aux sels de voirie, à la sécheresse, à la glace, à des lacs sursalés et à des étangs contenant les rejets de diverses industries (Baeten et Dein, 1996).

La DL₅₀ du chlorure de sodium par voie orale est de 3 000 mg/kg-p.c. chez le rat et de 4 000 mg/kg-p.c. chez la souris (Bertram, 1997).

Le chlorure de sodium administré sous forme de solution aqueuse saturée (environ 2 100 mg/kg-p.c.) provoque généralement la mort en moins de 24 heures (Trainer et Karstad, 1960). De petites doses répétées de sels ne produisent aucune maladie si l'apport d'eau n'est pas limité.

Le Centre canadien coopératif de la santé de la faune de Saskatoon et le Centre national de la recherche faunique d'Environnement Canada ont récemment mené une étude conjointe sur les effets aigus du sel sur des moineaux domestiques capturés dans la nature (Passer domesticus) (Wickstrom et al., 2001). La méthode des charges croissantes et décroissantes a été utilisée dans le cadre d'une étude pilote ayant pour but d'estimer la dose létale orale approximative de chlorure de sodium granulaire chez des oiseaux qui n'étaient pas à jeun, mais qui ont été privés d'eau pendant six heures après l'administration de la dose. Les résultats indiquent une DL₅₀ d'environ 3 000 à 3 500 mg/kg-p.c., ce qui se rapproche de la valeur déterminée pour les rongeurs. On a estimé, de façon provisoire, que le niveau sans effet observé (mortalité) était de 2 000 mg/kg-p.c. dans cette étude pilote, bien que la mort ait été observée à une dose de 1 500 mg/kg-p.c., lors d'une phase subséquente de l'étude.

3.6.2.2 Effets sublétaux dus à l'ingestion d'un excès de sels chez les oiseaux et les mammifères

Plusieurs auteurs, citant des incidents chez la faune associés aux sels de voirie, font état de comportements déficients chez les oiseaux exposés. L'observation la plus courante est que les oiseaux semblaient avoir perdu leur crainte naturelle et qu'on pouvait les approcher facilement (Meade, 1942; Trainer et Karstad, 1960; Baker, 1965; Thiel, 1980; Smith, 1981; Woods, 1999). D'autres ont indiqué que les oiseaux semblaient « faibles et lents » (Martineau et Lair, 1995) ou malades (Meade, 1942). Trainer et Karstad (1960) parlent de dépression, de tremblements, de torticolis, de rétropulsion et de paralysie partielle chez des oiseaux et des mammifères impliqués dans un incident.

Ces symptômes s'apparentent étroitement à ceux observés en laboratoire. Des faisans auxquels on a fait manger de fortes quantités de sodium dans leur pâtée ont manifesté des symptômes d'intoxication lorsque l'apport d'eau a été limité : dépression suivie d'excitation, tremblements, torticolis, opisthotonos, rétropulsion, incoordination totale et coma (Trainer et Karstad, 1960). Ces symptômes n'ont pas tous été constatés chez le même animal. Au nombre des signes fréquemment observés chez la volaille et le porc, mentionnons la salivation, la diarrhée, une démarche saccadée, des spasmes musculaires, des secousses musculaires et la prostration (Humphreys, 1978). À la suite de l'étude pilote mentionnée précédemment, Wickstrom et al. (2001) ont administré à des moineaux domestiques des doses orales de chlorure de sodium granulaire de 0, 500, 1 500, 2 500 et 3 500 mg/kg-p.c. Parmi les signes cliniques apparents observés à une dose de 1 500 mg/kg-p.c. et plus, mentionnons l'apparition rapide (< 30 minutes) de la dépression, de l'ataxie et de l'incapacité de voler ou de se percher, la mort survenant en moins de 45 minutes. En général, les oiseaux ayant survécu six heures se sont rétablis. Par ailleurs, des concentrations de sodium dans le plasma supérieures à 200 mmol/L ont régulièrement été associées à des signes cliniques patents. On a observé des lésions sous forme d'oedème du gésier après une heure chez la plupart des oiseaux ayant reçu une dose de 500 mg/kg-p.c. ou plus, ainsi qu'une vacuolisation du tronc cérébral, également compatible avec l'oedème, chez certains oiseaux manifestant des signes cliniques.

Il n'existe aucun relevé faisant état d'une toxicose due au sel chez l'orignal ou le cerf, bien que des observations isolées indiquent que les orignaux qui boivent de l'eau salée ont tendance à perdre leur crainte des humains et des véhicules (Jones et al., 1992), contrairement aux orignaux qui ne boivent pas d'eau salée et qui s'éloignent des humains. Le seul cas rapporté de petits mammifères manifestant des signes d'une toxicose au sel porte sur des lapins à queue blanche, durant un hiver rigoureux au Wisconsin (Trainer et Karstad, 1960).

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

VCT (mg/kg-p.c.)	Effet	Nbre de particules sphériques de sel de 2,4 mm de diamètre pour atteindre la VCT chez un oiseau de 28g	Nbre de particles cubiques de sel de 2,4 mm de diamètre pour atteindre la VCT chez un oiseau de 28g
266	Rupture de l'homéostasie	0,47	0,25
500	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

3.6.3 Caractérisation du risque

Comme des cas de mortalité ont été documentés et que ces cas sont, de toute évidence, beaucoup plus fréquents et répandus que ne le laissent croire les rapports publiés, le risque pour les roselins carduélinés, pour le moins, est significatif. Et, localement, le risque pour les gros mammifères est également élevé. Il ne fait aucun doute que la simple présence des sels de voirie contribue à accroître les collisions, en augmentant l'attrait que présentent les routes. La principale incertitude liée à la présente caractérisation du risque est de savoir si la toxicité du sel rend certaines espèces plus vulnérables aux collisions. De même, s'il y a toxicité, il faut se demander si l'ingestion de sels pourrait entraîner la mort d'espèces fauniques, et plus particulièrement des roselins carduélinés, même en l'absence de collisions avec des véhicules.

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

Les troubles de comportement graves (dépression, tremblements, torticolis, rétropulsion et paralysie partielle) observés à un site, ainsi que les taux élevés de sodium dans le cerveau à un autre, laissent croire fortement que la toxicité du sel contribuerait à la mort des oiseaux sur les routes. L'observation la plus répandue, quant à l'absence inhabituelle de crainte chez les oiseaux et les mammifères, pourrait être un symptôme précurseur de l'intoxication ou la manifestation d'une faim extrême de sel qui amène ces animaux à modifier leur comportement au risque de mettre leur vie en danger.

Bien que des signes patents d'intoxication aient été observés chez le moineau domestique, à une dose de 1 500 mg/kg-p.c. et plus, on ne connaît pas la dose susceptible de causer des troubles de comportement moins apparents. La limite inférieure pouvant causer des troubles a donc été estimée comme suit, en utilisant le moineau domestique comme modèle.

La distribution des concentrations normales de sodium dans le plasma des moineaux est très restreinte (moyenne : 163,2 mmol/L; intervalle : 158 à 168 mmol/L, n=12).

L'hypothèse posée est la suivante : des effets nocifs, par exemple une réduction de la coordination et une faiblesse, peuvent commencer à se manifester lorsque l'homéostasie du sodium est rompue et que les organes cibles sont exposés à des taux élevés de sodium. Pour le moineau domestique, ce taux a été établi à 266 mg/kg-p.c. (Brownlee et al., 2000).

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

VCT (mg/kg-p.c.)	Effet	Nbre de particles sphériques de sel de 0,5 mm de diamètre pour atteindre la VCT		Nbre de particles cubiques de sel en proportion (%) du nombre moyen de gravier dans le gésier 580 particules selon Gionfriddo et Best, 1995)
		Particules sphériques	Particules cubiques	Particules sphériques	Particules cubiques
266	Rupture de l'homéostasie	52	27	9,0	4,7
500	Lésions oedémateuses du gésier	98	51	17	8,8
1 500	Signes manifestes de toxicité; premiers cas de mortalité	294	154	51	27
3 000	Dose létale moyenne approximative	587	307	101	53

Pour estimer l'exposition, on a présumé que les cristaux de sel seront fort probablement absorbés entiers, comme le sont les particules de gravier. Un roselin voulant étancher sa faim de sel pourrait ingérer une granule de la taille qui lui « convient ». La taille maximale du gravier pour le moineau domestique est de 2,4 mm (Gionfriddo et Best, 1995). Le tableau 24 indique le nombre de particules qu'un oiseau devrait ingérer pour atteindre une VCT précise; ce calcul laisse croire que des effets sublétaux pourraient se manifester chez les oiseaux après l'ingestion d'une grosse particule de sel et que l'ingestion de deux grosses particules pourrait entraîner la mort.

La taille moyenne du gravier ingéré par le moineau domestique est de 0,5 mm (Gionfriddo et Best, 1995). Donc, en présumant que les oiseaux chercheraient à ingérer des particules de sel de cette taille « préférée » pour favoriser la digestion, les calculs précités ont été refaits, cette fois-ci en fonction de la taille moyenne. En fait, cette taille moyenne est sans doute une sous-estimation car elle est basée sur des particules de gravier « usées », extraites du gésier de l'oiseau. Cette moyenne inclut également des particules très fines de minéraux qui ont probablement été ingérées accidentellement avec la nourriture. Le tableau 25 présente les résultats de ce calcul. Bien que le nombre de particules à ingérer pour atteindre la VCT soit beaucoup plus élevé que celui indiqué au tableau 24, un oiseau peut facilement en ingérer autant, si on compare ce nombre au compte moyen de particules de gravier. Par conséquent, les oiseaux qui doivent refaire leur provision de gravier pourraient facilement absorber des doses susceptibles d'avoir des effets toxiques significatifs.

3.6.3.2 Conclusions et discussion de l'incertitude

Les sels de voirie sont largement reconnus comme un important facteur qui contribue à attirer les gros mammifères sur les routes et ils semblent accroître la fréquence des collisions avec des véhicules.

Il est clair que, même en l'absence de sels de voirie, certains oiseaux viendraient sur les routes pour y trouver du gravier, de l'argile, des proies mortes, etc. Cependant, les observations faites aux abords des routes et, plus particulièrement, sur la biologie des roselins carduélinés laissent croire que les sels de voirie constituent un attrait important. De plus, les données compilées à ce jour semblent indiquer que les sels de voirie rendent les oiseaux plus vulnérables aux collisions, en modifiant leur comportement. 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 de dépression, de tremblements, de torticolis, de rétropulsion et de paralysie partielle (Trainer et Karstad, 1960), sont moins en mesure de se déplacer pour éviter les automobiles en mouvement. Par ailleurs, les effets biologiques des sels de voirie diffèrent notamment de ceux du sable qui, on le sait, attire les oiseaux sur la route à la recherche de gravier mais ne cause pas de troubles de comportement. Qui plus est, les calculs sur les quantités ingérées laissent croire que les sels de voirie pourraient intoxiquer directement certains oiseaux, en particulier lorsque l'eau n'est pas facilement disponible durant les mois rigoureux de l'hiver. On a déjà vu des oiseaux manger de la neige, attraper des flocons de neige durant une tempête et briser de la glace pour obtenir de l'eau (Wolfe, 1996). Oeser (1977) note que des becs-croisés des sapins mangeaient de la neige durant l'incident rapporté en Allemagne. Or l'ingestion de neige en réaction à une surconsommation de sel pourrait avoir des conséquences énergétiques négatives. Enfin, la neige fondue sur les routes pourrait constituer la source d'eau la plus facilement accessible; cependant, selon la concentration de sels qu'elle renferme, sa consommation pourrait accroître la quantité de sels ingérée plutôt que d'atténuer la toxicose.

On ignore également si le moineau domestique est un modèle toxicologique qui convient aux roselins carduélinés et à d'autres oiseaux indigènes. Le moineau domestique vient en effet du Moyen-Orient et il pourrait donc être génétiquement prédisposé à mieux tolérer le sel que les roselins carduélinés. Il est possible également que le taux de consommation de gravier du moineau domestique soit élevé, par rapport à d'autres espèces d'oiseaux (Gionfriddo et Best, 1995). Les scénarios décrits précédemment sont basés sur une consommation de sels établie en fonction des besoins en gravier (tableau 25) et sur une optimisation de l'ingestion de sel par l'absorption de particules de sels plus larges dont la taille se situe à la limite de la taille de gravier tolérée par l'espèce (tableau 24). Cependant, quelle que soit la taille exacte des particules de sels ingérées, les oiseaux privés de sel pourraient ingérer des doses produisant des effets toxiques avant que les mécanismes de rétroaction ne réduisent le désir de consommer du sel.

La carte établie par Brownlee et al. (2000) montre un vaste recoupement entre l'aire de distribution des roselins durant l'hiver et les sections du réseau routier canadien sur lesquelles il y a épandage de sels de voirie. Ce phénomène est d'autant plus marqué durant les années où il y a « invasion », c'est-à-dire lorsque les roselins quittent la forêt boréale en direction sud. Il est raisonnable de présumer que les roselins seront davantage attirés par certains types de routes que d'autres. À titre d'exemple, un vol d'oiseaux aurait sans doute peu d'occasions de se poser sur une autoroute à voies multiples achalandée desservant une grande région métropolitaine, quelle que soit la quantité de sel qui s'y trouve. On ne possède pas les données nécessaires pour évaluer la probabilité qu'un vol d'oiseaux se pose sur une route donnée, ni la proportion de ces visites qui se solderont par la mort des oiseaux (que ce soit à la suite d'un attrait fatal, d'une collision avec un véhicule due à la toxicose ou de l'ingestion d'une dose létale). De même, il est difficile et hautement stochastique d'estimer la période durant laquelle les sels demeurent à la surface de la route ou à proximité (p. ex., dans le sol) et forment ainsi un « bloc à lécher » artificiel, attrayant pour les oiseaux et les mammifères même une fois les granules dissoutes; cependant, ce phénomène est sans aucun doute important.

Malgré ces incertitudes, les données scientifiques disponibles à ce jour laissent croire que le nombre d'oiseaux morts sur les routes appartenant à des espèces d'oiseaux migrateurs protégées par des lois fédérales (notamment les roselins carduélinés) et que la contribution des sels de voirie dans ces morts ont été sous-estimés par les gestionnaires de la faune et les autorités responsables des transports. Les responsables des transports reconnaissent toutefois depuis longtemps le rôle des sels de voirie dans l'augmentation du nombre de collisions entre de gros mammifères et des véhicules automobiles.

3.7 Ferrocyanures

La présente section est fondée sur un examen détaillé des ferrocyanures présenté dans Letts (2000a).

3.7.1 Caractérisation de l'exposition

Le ferrocyanure de sodium se dissout dans l'eau et libère l'anion ferrocyanure stable (Fe(CN)64-) qui n'est pas volatil et qui résiste à toute autre dégradation à moins d'être exposé à la lumière. L'anion est assez mobile dans les eaux souterraines, mais réagit rapidement avec le fer pour former un précipité de ferrocyanure ferrique, un composé très stable, non toxique et relativement immobile, qui constitue une importante voie d'élimination du ferrocyanure dans les eaux souterraines. Dans des conditions favorables, y compris en l'absence de lumière, la demi-vie du ferrocyanure est d'environ 2,5 ans (Higgs, 1992), alors que celle du ferrocyanure ferrique peut atteindre un millier d'années (Meeussen et al., 1992a).

Deux caractéristiques de l'anion ferrocyanure revêtent une importance considérable. Cet anion est extrêmement peu toxique lorsqu'il forme des complexes (Rader et al., 1993); cependant, en solution et sous la lumière directe, il se photodécompose et libère du cyanure libre qui réagit rapidement pour former de l'acide cyanhydrique (HCN), un composé hautement toxique et volatil. La photolyse du ferrocyanure est faible lorsque cette substance n'est pas en solution (American Cyanamid Company, 1953).

La photolyse de l'anion ferrocyanure est un 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 cinq des six ions cyanure du composé d'origine. Cette réaction dépend notamment de la concentration initiale, de l'intensité de l'éclairage, du pH et de la température.

Un certain nombre de processus contribuent à l'atténuation du cyanure libre dans l'environnement. Ainsi, ce composé est rapidement chélaté avec de nombreux métaux de transition et forme des matériaux plus stables et moins toxiques (Chatwin, 1990). La présence d'argile ou de matière organique élimine le cyanure libre par adsorption en surface (Theis et West, 1986). Enfin, en présence de soufre, le cynaure libre est oxydé et forme des cyanates et des 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 le comportement des ferrocyanures dans le sol, en l'absence de lumière, ont porté sur les déchets provenant d'anciennes raffineries de gaz manufacturé. Ces études indiquent que la présence des ferrocyanures se limite aux alentours immédiats de la source (Effenberger, 1964; Parker et Mather, 1979). Cette faible mobilité est apparemment due à la présence de soufre et de métaux de transition dans le sol. À un pH variant entre 4 et 7, le fer se combine à l'anion ferrocyanure pour former le ferrocyanure ferrique peu soluble connu sous le nom de bleu de Prusse (Meeussen et al., 1992b). La présence de ce composé se remarque à la coloration bleue du sol dans plusieurs raffineries de gaz désaffectées. Dans les sols alcalins (pH supérieur à 7), le ferrocyanure en solution reste sous forme d'anion et est assez mobile. Dans des conditions fortement acides, toutefois, les anions ferrocyanure se dissocient et libèrent des ions cyanure (Belluck, 2000). Selon certains, de telles conditions s'observent en laboratoire, mais elles se produisent rarement, voire jamais, dans l'environnement (Chatwin, 1990).

La rétention et l'immobilisation dans le sol du ferrocyanure, sous sa forme peu toxique, sont les principales voies d'atténuation qui limitent la toxicité potentielle de cette substance. Les particules qui interviennent dans le processus d'adsorption, dans les sols argileux d'un pH modéré, peuvent en fait contenir des anions ferrocyanure. Ainsi, la géothite (a-FeOOH), un enduit de surface commun dans les particules du sol, élimine jusqu'à 95 % de l'anion ferrocyanure par adsorption à un pH de 4 (Theis et West, 1986). Ces méthodes d'élimination sont favorisées à un pH modéré. Au Canada, les sols sont acides dans les régions forestières, et plus particulièrement dans l'Est du Canada où l'épandage de sels est abondant. À l'opposé, les sols vont de neutres à alcalins dans les Prairies où ils sont naturellement enrichis de sels (Acton et Gregorich, 1995; voir aussi CANSIS à l'adresse http://sis.agr.gc.ca/cansis/ intro.html). Le ferrocyanure immobilisé est également sujet à la conversion chimique qui donne lieu à la libération de composés peu toxiques en présence de soufre; enfin, des microorganismes dégradant les cyanures liés à des métaux ont été identifiés (Mudder, 1991).

3.7.1.1.2 Ferrocyanure en présence de lumière

La photolyse du ferrocyanure est une réaction complexe 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, la concentration initiale, la saison et l'heure du jour. Dans leur étude sur la réaction photolytique, Miller et al. (1989) notent que la libération de cyanure libre dans le sol se limite à une profondeur de 1 mm, ce qui porte à conclure que seuls les anions ferrocyanure présents dans le premier millimètre du sol seront sujets à ce processus.

L'acide cyanhydrique produit dans le sol est légèrement persistant. Il a une demi-vie estimative de quatre semaines à six mois (Howard et al., 1991). Il est adsorbé par l'argile et la matière organique, à des taux respectifs de 0,05 mg/g et 0,5 mg/g (Chatwin, 1989). Il est également sujet à l'hydrolyse qui donne lieu à la formation d'acide formique jusqu'à un taux de 4 % dans les sols saturés (Chatwin, 1990). La volatilisation de l'acide cyanhydrique dans le sol représente jusqu'à 10 % des pertes, mais la saturation du sol retarde ce processus par un facteur de 104 (Chatwin, 1990). La dégradation biologique de divers cyanures par les microbes du sol (Towill et al., 1978; Dubey et Holmes, 1995) ou leur assimilation par les végétaux (Fuller, 1984; Knowles et Bunch, 1986) sont deux mécanismes d'élimination efficaces, qui sont fortement atténués en conditions anaérobies saturées (Strobel, 1967).

3.7.1.2 Eau

Le ferrocyanure se dissocie très lentement en l'absence de lumière. Dans ces conditions, la quantité de cyanure libre, qui est libérée à partir de concentrations de ferrocyanure fluctuant entre 1 et 100 000 mg/L, varie de 1,2 à 6µ g/L. En présence de lumière, toutefois, le ferrocyanure est rapidement converti en cyanure libre dans l'environnement (Ferguson, 1985; Singleton, 1986).

Dans l'eau, le cyanure libre est transformé en acide cyanhydrique, un acide faible, par la réaction d'équilibre H+ + CN- « HCN. La formation d'acide cyanhydrique est fortement favorisée à un pH inférieur à 6. L'acide cyanhydrique est très volatil et, dans des conditions ambiantes, se dissipe rapidement depuis les plans d'eau, son taux de volatilisation étant fonction de la concentration, de la température, du pH et du débit d'eau (Schmidt et al., 1981; Melis et al., 1987). Les processus secondaires d'élimination du cyanure incluent la complexation et la précipitation, la biodégradation, l'adsorption par la matière organique et l'assimilation par les végétaux. Enfin, un certain nombre d'organismes naturels 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 se dissiper rapidement dans l'atmosphère, sa demi-vie estimée variant de 89 jours à 2,4 ans (Howard et al., 1991).

3.7.1.4 Bioamplification

Towill et al. (1978) n'ont trouvé aucune étude faisant état de la bioamplification du cyanure.

3.7.2 Concentrations mesurées et estimées dans l'environnement

Les concentrations de cyanure mesurées dans les eaux de ruissellement varient de 2,3 à 22 µg/L pour le cyanure libre et de 3 à 270 µg/L pour le cyanure total (Hsu, 1984; Ohno, 1989a; Novotny et al., 1997; Mayer et al., 1998). Comme les données réelles sont limitées, des concentrations ont aussi été estimées.

Morin et Perchanok (2000) ont documenté les activités d'épandage de sels de voirie au Canada. Le taux d'épandage le plus élevé est de 10 150 g de sels/m2 et le plus haut taux d'addition de ferrocyanure de sodium aux sels de voirie est de 124 mg/kg (Letts, 2000b). Ceci correspond à 86 mg de ferrocyanure/kg ou à une teneur stoechiométrique en cyanure de 63,7 mg/kg. À partir de ces valeurs, on calcule un taux de distribution de 877,8 mg de ferrocyanure/m2, soit 646,6 mg d'ions cyanure/m2. À l'aide des données sur les précipitations annuelles, il a été déterminé que la concentration d'anions ferrocyanure dans les eaux de ruissellement se situe entre 0,000142 et 1,42 mg/L, ce qui correspond à une teneur stoechiométrique de 0,000104 à 1,04 mg d'ions cyanure/L.

Comme la mobilité du ferrocyanure dans le sol varie en fonction des conditions locales, deux séries d'hypothèses sont formulées. Dans le premier cas, le ferrocyanure forme un précipité et les quantités annuelles épandues sont retenues dans les deux premiers centimètres du sol. Dans le deuxième cas, le ferrocyanure reste en solution et 20 % des quantités annuelles épandues sont retenues dans les 20 premiers centimètres du sol. Dans le premier cas, la concentration de ferrocyanure dans le sol fluctue entre 0,0043 et 43,8 mg/kg de sol, ce qui correspond à une teneur stoechiométrique en ions cyanure de 0,0032 à 32,3 mg/kg de sol. Dans le deuxième cas, la concentration se situe entre 0,000086 et 0,88 mg/kg de sol, pour une teneur stoechiométrique de 0,000064 à 0,64 mg/kg de sol.

3.7.3 Caractérisation des effets

L'évaluation préalable laisse croire que le plus grand danger inhérent à l'utilisation du ferrocyanure de sodium tient à la capacité de l'anion ferrocyanure de se photodécomposer et de libérer ainsi du cyanure libre. Les sections qui suivent résument les effets connus de ces deux composés sur les organismes terrestres et aquatiques. Il faut toutefois garder à l'esprit les limites de l'évaluation de la toxicité dans les conditions artificielles du laboratoire.

3.7.3.1 Biote aquatique

La concentration et la température de l'eau sont les principaux facteurs qui influent sur la toxicité dans l'eau. La toxicité est également fonction du taux d'oxygène dissous et de la salinité. La documentation propose un certain nombre d'examens exhaustifs sur la toxicité du cyanure pour les organismes dulcicoles (Doudoroff, 1966, 1976, 1980; Leduc et al., 1982; U.S. EPA, 1985). Certains organismes manifestent une acclimatation réversible aux effets toxiques.

3.7.3.1.1 Microorganismes

Les effets du cyanure varient beaucoup d'une espèce microbienne à une autre. Un grand nombre d'espèces font preuve d'une résistance remarquable aux effets nocifs de ce composé, certaines espèces étant même utilisées dans les processus de détoxication des cyanures (Chatwin, 1990; Fallon et al., 1991). On a toutefois observé des effets nocifs chez Pseudomonas putida à une concentration de 1 µg/L (U.S. EPA,1985) - il s'agit de la plus faible concentration à laquelle des 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 sont rares. L'espèce la plus sensible, Scenedesmus quadricauda, a présenté un début d'inhibition cellulaire après une exposition de 96 heures à 31 µg de cyanure libre/L (U.S. EPA, 1985).

3.7.3.1.3 Invertébrés

Chez les invertébrés, la toxicité du ferrocyanure ne se manifeste généralement qu'à une concentration supérieure à 1 000 µg/L.

Cependant, la plus faible CL₅₀ du cyanure libre (exposition de 96 heures) citée dans la documentation est de 83 µg/L, chez Daphnia magna (U.S. EPA, 1985; Eisler, 1991). L'écart de sensibilité au sein de groupes formés de diverses sous-espèces peut entraîner des modifications 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 largement étudiée, que l'on pense aux travaux de Leduc et al. (1982). Les vertébrés sont moins sensibles au ferrocyanure (Schraufnagel, 1965) qu'au cyanure libre (Leduc et al., 1982). Cependant, les poissons semblent plus sensibles au cyanure libre que les invertébrés. La valeur estimative de la CL₅₀ après 96 heures se situe entre 40 et 200 µg d'acide cyanhydrique/L (U.S. EPA, 1985) et on rapporte une grande variété d'effets physiologiques et comportementaux. Par ailleurs, les études sur les stades de vie semblent indiquer que le stade juvénile est le plus sensible, des effets négatifs sur la croissance étant couramment observés. Des effets négatifs sur la prédation, sur les comportements d'évitement et sur la capacité de nager ont aussi été signalés. Les effets nocifs sur la reproduction ont été retenus comme indicateurs cibles de la toxicité. Schraufnagel (1965) et Smith et al. (1979) ont observé une inhibition du frai à des concentrations respectives de 5,0 et 5,2 µg/L.

3.7.3.2 Biote terrestre

Le principal effet du cyanure est de nuire à la respiration, en perturbant une enzyme mitochondriale (Towill et al., 1978; Way et al., 1988). Cependant, si cet effet n'est pas rapidement fatal, le rétablissement est habituellement rapide.

3.7.3.2.1 Microorganismes

Les microorganismes manifestent peu d'effets négatifs à la suite d'une exposition au cyanure. Certains s'adaptent, notamment en adoptant de nouvelles voies respiratoires. Les données recueillies laissent croire à l'existence d'un « microcycle du cyanure » qui permet aux microorganismes et aux végétaux d'utiliser l'acide cyanhydrique comme source d'azote et de carbone (Allen et Strobel, 1966).

3.7.3.2.2 Végétaux

Les végétaux terrestres sont dans l'ensemble assez insensibles au ferrocyanure et au cyanure libre. Il faut ainsi jusqu'à 10 g de ferrocyanure/kg de sol pour inhiber la croissance. Comme les microorganismes, certains végétaux utilisent des voies respiratoires de remplacement ou ont la capacité de métaboliser l'acide cyanhydrique, ou les deux. Certains végétaux manifestent toutefois des effets négatifs. On a ainsi observé une inhibition de 25 % de la levée des semis de radis, à des concentrations aussi faibles que 1,2 mg/kg (Environnement Canada, 1995) -cette concentration est la plus faible à laquelle des effets nocifs ont été observés chez les végétaux terrestres.

3.7.3.2.3 Invertébrés

Bien que certains invertébrés résistent au cyanure ou en produisent pour se défendre, la plupart manifestent une certaine sensibilité. La plus faible concentration de cyanure libre (4 mg/kg) ayant causé des effets nuisibles chez les invertébrés terrestres a causé la mort de 25 % des vers de terre (Eisenia fetida) qui y avaient été exposés pendant 14 jours (Environnement Canada, 1995).

3.7.3.2.4 Vertébrés

L'usage des ferrocyanures comme additifs alimentaires et à des fins thérapeutiques a été approuvé. Aucun effet n'a été observé chez des rats exposés à 3 200 mg/kg-p.c. par jour (Dvorak et al., 1971). Dans le cas de l'acide cyanhydrique, les normes actuelles établies en fonction d'une marge de sécurité de l'ordre de 7 à 8 fois limitent l'exposition à 5 mg/m³ (Klaassen, 1966). Se basant sur les études disponibles, la U.S. EPA a fixé la dose subchronique de référence à 0,08 mg/kg-p.c. par jour pour le cyanure libre. Toujours selon la documentation disponible, le mammifère le plus sensible aux effets nuisibles est le lapin (Oryctolagus spp.). Ballantyne (1987) a observé une DL₅₀ de 0,6 mg/kg-p.c. Chez les oiseaux, le canard colvert (Anas platyrhynchos) semble le plus sensible, la DL₅₀ orale s'établissant à 2,7 mg/kg-p.c., dans le cas du cyanure de sodium (Henny et al., 1994).

3.7.4 Caractérisation du risque

Comme on l'a mentionné précédemment, le principal danger environnemental lié à l'utilisation du ferrocyanure de sodium vient de la capacité de l'anion ferrocyanure en solution de se décomposer en présence de lumière pour libérer l'ion cyanure qui formera, par hydrolyse, de l'acide cyanhydrique. Ce processus a largement été étudié par Broderius et Smith (1980), qui notent que la vitesse de réaction est habituellement directement fonction de l'intensité de la lumière (elle-même tributaire de la période de l'année, de l'heure du jour et de la nébulosité), de la température et de la concentration et inversement liée au pH et à la latitude. Un maximum de cinq des six molécules de cyanure disponibles peuvent être libérées.

Pour les évaluations basées sur les hypothèses de niveau 1 et 2, on a calculé les valeurs du quotient pour le biote, en divisant la concentration maximale (mesurée ou estimée) de cyanure libre dans l'eau, l'air ou le sol, par la VESEO correspondante. Les VESEO utilisées correspondent aux VCT, c'est-à-dire aux plus faibles concentrations avec effet citées dans les études disponibles sur la toxicité, divisées par le coefficient approprié.

3.7.4.1 Caractérisation du risque de niveau 1

Pour l'évaluation de niveau 1, le taux de photolyse a été calculé à partir de facteurs de correction basés sur le pire des scénarios et de valeurs caractéristiques d'emplacements au Canada. On suppose ainsi que la réaction se produit à une latitude de 45 °N à midi, par une journée sans nuages, à une température de 4 °C. La vitesse de réaction dans ces conditions est de 28,5 % par heure. Au plus, cinq des six anions cyanure peuvent être libérés de la molécule de ferrocyanure, durant la photolyse. On considère en outre que la totalité du cyanure ainsi produit est retenue dans le milieu environnemental en question.

3.7.4.1.1 Concentration de cyanure dans l'eau

Si l'on se base sur les concentrations maximales annuelles moyennes de cyanure dans les eaux de ruissellement, qui ont été déterminées précédemment, on constate que la concentration maximale potentielle de cyanure, après libération du nombre maximal possible d'anions cyanure par photolyse, se situe entre 0,087 et 870 µg d'ions cyanure/L. Si on suppose une période de réaction d'une heure, la libération d'ions cyanure dans l'eau par photolyse donnerait lieu à une concentration variant entre 0,025 et 250 µg/L.

3.7.4.1.2 Concentration de cyanure dans le sol : Cas I

D'après le taux d'épandage maximal annuel de sels (c.-à-d. 10 150 g/m2) et les hypothèses de niveau 1 et du cas no I (sol), la concentration maximale potentielle de cyanure, après libération du nombre maximal possible d'anions cyanure par photolyse, serait de 1,35 mg d'ions cyanure/kg de sol. Après une période de réaction d'une heure, les ions cyanure libérés par photolyse donneraient lieu à une concentration de 0,39 mg/kg.

3.7.4.1.3 Concentration de cyanure dans le sol : Cas II

D'après le taux d'épandage maximal annuel de sels (c.-à-d. 10 150 g/m2) et les hypothèses de niveau 1 et du cas no II (sol), la concentration maximale potentielle de cyanure, après libération du nombre maximal possible d'anions cyanure par photolyse, serait de 0,027 mg d'ions cyanure/kg de sol. Après une période de réaction d'une heure, les ions cyanure libérés par photolyse donneraient lieu 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 des concentrations variant entre 0,1 et 0,5 mg/L est de 0,22 mg d'ions cyanure/m2 par heure (Higgs, 1992). Aux fins de l'évaluation de niveau 1, on a utilisé un modèle en boîte fermée qui correspond à une couche atmosphérique de 10 cm au-dessus de la route. Après une heure, la concentration maximale de cyanure dans cette couche serait de 2,2 mg d'ions cyanure/m³.

3.7.4.1.5 Calcul des quotients

Les quotients ont été calculés en utilisant la concentration maximale estimée de cyanure libre et la concentration maximale mesurée de cyanure total (qu'on présume être du cyanure libre, aux fins de l'évaluation de niveau 1) dans l'eau (soit 250 et 270 µg/L ) (Novotny et al., 1997), comme suit : Quotient = VEE/VESEO.

Pour les organismes terrestres, les quotients ont été calculés en utilisant la concentration maximale estimée de cyanure libre dans le sol d'après les hypothèses de niveau 1 (c.-à-d. 0,39 mg/kg de sol). La documentation ne précise aucune concentration de cyanure libre mesurée dans le sol. Pour les oiseaux et les mammifères, les VEE ont été calculées à l'aide d'un modèle à voies multiples qui tient compte de 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 (tableaux 26 et 27), sauf ceux pour les vertébrés et les invertébrés terrestres, les organismes aquatiques paraissant particulièrement sensibles. Une évaluation de niveau 2 est donc justifiée.

3.7.4.2 Caractérisation du risque de niveau 2

L'évaluation de niveau 2, bien que toujours prudente, s'appuie sur des scénarios et des hypothèses plus représentatifs et sur des variables caractéristiques mesurées.

Le taux d'addition de ferrocyanure de sodium aux sels de voirie a diminué au cours des dernières années. Le taux d'addition en 1997, soit 80 mg de ferrocyanure de sodium/kg de sels (ce qui correspond à 55,8 mg d'ions ferrocyanure/kg et à 41,1 mg d'ions cyanure/kg de sels de voirie), étant plus représentatif de l'usage actuel, cette valeur sera utilisée pour l'évaluation de niveau 2.

Labadia et Buttle (1996) ont mesuré le profil de dispersion des sels de voirie le long d'un tronçon d'une autoroute du sud de l'Ontario. Leurs observations montrent qu'un peu plus de 50 % des sels épandus se retrouvent dans les bancs de neige adjacents, à l'intérieur d'une zone d'éclaboussures de 3,7 m. Cette donnée sera également utilisée pour l'évaluation de niveau 2.

Le calcul du taux de photolyse du ferrocyanure a été corrigé pour tenir compte d'une intensité lumineuse quotidienne moyenne et de conditions correspondant à un ciel dégagé à 70 %. Des corrections ont aussi été faites pour tenir compte des variations dans la concentration initiale de ferrocyanure. Dans l'ensemble, les hypothèses de niveau 2 donnent un taux de photolyse corrigé de 13,8 % par heure.

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	Quotient
Végétaux	Raphanus sativa	10	3,25
Invertébrés	Eisenia fetida	10	1
Vertébrés (mammifères)	Sylvilagus floridanus	aucun	1
Vertébrés (oiseaux)	Anas platyrhynchos	10	1,22

3.7.4.2.1 Concentration de cyanure dans l'eau

Selon les hypothèses de niveau 2 et les concentrations maximales annuelles moyennes d'ions chlorure compilées par Morin et Perchanok (2000), la concentration d'ions cyanure dans l'eau après une heure varie entre 0,0039 et 39 µg/L.

3.7.4.2.2 Concentration de cyanure dans le sol : Cas I

À partir du taux d'épandage maximal annuel de sels (c.-à-d. 10 150 g/m2) et des hypothèses de niveau 2 et du cas no I (sol), la concentration dans le sol après libération par photolyse des ions cyanure du ferrocyanure disponible serait de 0,12 mg d'ions cyanure/kg dans le sol, après une heure.

3.7.4.2.3 Concentration de cyanure dans le sol : Cas II

À partir du taux d'épandage maximal annuel de sels (c.-à-d. 10 150 g/m2) et des hypothèses de niveau 2 et du cas no II (sol), la concentration dans le sol après libération par photolyse des ions cyanure du ferrocyanure disponible serait de 0,0024 mg d'ions cyanure/kg dans le sol, après une heure.

3.7.4.2.4 Concentration de cyanure dans l'air

Le taux de volatilisation du cyanure à des concentrations de 0,1 à 0,5 mg/L est de 0,22 mg d'ions cyanure/m2 par heure (Higgs, 1992). Aux fins de la présente évaluation, on suppose que la totalité du cyanure disponible est transférée dans l'air au-dessus de la route, sans aucune dispersion, et que le taux de diffusion gazeuse est identique au taux de diffusion interfaciale. Dans ces conditions, la concentration maximale de cyanure dans cette couche serait de 0,22 mg/m³, après une heure.

3.7.4.2.5 Calcul des quotients

Pour calculer les quotients, on a utilisé la concentration maximale estimée de cyanure libre dans les eaux de ruissellement, selon les hypothèses de niveau 2 (c.-à-d. 39 µg/L), et la concentration maximale mesurée (41 µg/L), celle-ci correspondant à la moyenne géométrique des valeurs mesurées, citées dans la documentation. Les VCT ayant servi à l'évaluation de niveau 1 sont également utilisées pour l'évaluation de niveau 2, mais certains coefficients ont été modifiés pour offrir une analyse plus réaliste.

L'évaluation des organismes terrestres est basée sur la concentration maximale estimée de cyanure libre dans le sol, selon les hypothèses de niveau 2 (soit 0,12 mg/kg de sol). La documentation ne précise aucune concentration de cyanure libre mesurée dans le sol. La même méthode ayant servi à l'évaluation de niveau 1 a été utilisée pour calculer les VEE pour les oiseaux et les mammifères.

3.7.4.2.6 Conclusions pour l'évaluation de niveau 2

Selon les quotients calculés (tableaux 28 et 29), il faudrait procéder à une évaluation de niveau 3 pour les organismes aquatiques.

3.7.4.3 Caractérisation du risque de niveau 3

Les analyses de niveau 1 et 2 montrent que le ferrocyanure de sodium peut avoir des effets nocifs sur le milieu aquatique, à cause de la formation de cyanure. L'évaluation de niveau 3 vise à quantifier la probabilité que des effets nocifs se produisent en milieu aquatique.

Comme on l'a déjà mentionné, la libération de cyanure libre par photolyse du ferrocyanure demeure la principale préoccupation liée aux rejets de ferrocyanure dans l'environnement. La photolyse complète en fonction des longueurs d'onde qui s'appliquent et les taux de volatilisation peuvent être représentés au moyen de modèles mathématiques; à partir de ces modèles, on peut ensuite calculer la concentration de cyanure libre en solution, à n'importe quel moment après l'épandage des sels de voirie. Ces calculs ont fait partie de l'évaluation de niveau 3.

3.7.4.3.1 Hypothèses

Aux fins de l'évaluation de niveau 3, on a utilisé les hypothèses et les facteurs de correction suivants pour estimer les taux de photolyse et de volatilisation du ferrocyanure. Comme la photolyse est fonction de la profondeur de l'eau et de sa limpidité, on a supposé que le ferrocyanure se situait dans les 20 premiers cm et on a utilisé les mesures de limpidité d'une variété de plans d'eau. De même, la vitesse de réaction est fonction de la période de l'année, de l'heure du jour, de la nébulosité et de la température. On a donc fait des calculs pour chaque heure du jour, le 1er janvier, le 1er avril, le 21 juin et le 21 septembre, selon un ciel dégagé à 70 %, la constante de la loi de Henry étant corrigée en fonction d'une température moyenne de 4 °C. Comme on l'a fait précédemment, on a tenu compte ici aussi des observations de Labadia et Buttle (1996), selon lesquelles environ 50 % de la quantité initiale des sels épandus se retrouve dans les bancs de neige adjacents. Le débit du cours d'eau et la vitesse du vent ont été estimés à partir de mesures directes provenant de sources canadiennes. Le débit moyen du cours d'eau a été établi à 0,52 m/s et la vitesse du vent a été fixée à 5,0, 4,7, 3,8 et 3,8 m/s, respectivement pour les mois de janvier, avril, juin et septembre. La concentration d'ions chlorure dans les eaux de ruissellement a été choisie parmi l'intervalle des valeurs compilées par Morin et Perchanok (2000), la probabilité de sélection d'une concentration donnée variant en fonction de la superficie de la zone pour laquelle cette concentration a été signalée. Enfin, les taux d'addition de ferrocyanure de sodium devant servir aux calculs ont été choisis en fonction là aussi d'une probabilité, celle-ci reflétant la part du marché détenue par la source correspondante de sels.

3.7.4.3.2 Estimation de la fréquence des incidents toxiques

On a effectué les calculs en choisissant chaque variable au hasard à partir de la distribution statistique appropriée. Les variables incluent la concentration de chlorure dans les eaux de ruissellement, la concentration de ferrocyanure dans les sels, la vitesse du courant et du vent et le coefficient d'atténuation. Des courbes de la photodécomposition et de la volatilisation ont été créées pour chaque date à l'étude. On a ensuite enregistré la valeur maximale de cyanure libre ainsi produite. Cette démarche a été répétée 10 000 fois, puis les concentrations maximales observées de cyanure libre (VEEMax) ainsi calculées ont été triées par ordre ascendant. Les VCT pour chaque organisme aquatique ont ensuite été comparées à ces distributions obtenues de façon aléatoire et on a déterminé la probabilité qu'une exposition donnée soit égale ou supérieure à la VCT. Cette démarche a été exécutée en double, d'abord en utilisant des données calculées pour l'ensemble du Canada, puis en utilisant les données sur la région affichant le taux d'utilisation le plus élevé, en l'occurrence le corridor Québec-Windsor.

Comme on possède des données détaillées sur l'utilisation des sels de voirie par bon nombre de municipalités canadiennes, la démarche précitée a été répétée en utilisant les données sur l'épandage de sels de trois municipalités représentant les taux d'utilisation municipale maximal, moyen et minimal au Canada. Les municipalités choisies sont La Tuque (Québec), Newmarket (Ontario) et White River (Ontario). Un bref résumé des résultats obtenus est présenté ci-après. Les résultats complets sont décrits dans un document complémentaire préparé par Letts (2000a).

3.7.4.3.3 Résultats et conclusions de l'évaluation de niveau 3

1) Microorganismes aquatiques

Les analyses indiquent que Pseudomonas putida subirait des effets nocifs dans 100 % des expositions modélisées. Dans la municipalité représentant le taux maximal d'utilisation, Microregma heterostoma subirait des effets nuisibles dans 60 % des cas. Il convient toutefois de préciser que le taux d'épandage de sels de voirie dans cette municipalité est au moins deux fois supérieur au taux déclaré par la totalité (sauf deux) des 90 autres villes canadiennes affichant les taux d'épandage les plus élevés. Dans les autres villes, des effets devraient se produire dans 10 à 20 % des cas. Aucun effet nocif n'a été signalé pour aucun des cinq autres microorganismes aquatiques étudiés. Donc, bien que le ferrocyanure présent dans les sels de voirie pose peu de risques pour cinq des sept microorganismes pour lesquels des données sont disponibles, des effets nocifs peuvent se manifester chez les espèces les plus sensibles.

2) Plantes aquatiques

Les résultats montrent que Scenedesmus quadricauda, qui est l'algue la plus sensible décelée, pourrait subir des effets nocifs dans 16 à 28 % des scénarios d'exposition possibles, cette proportion atteignant jusqu'à 82 % dans la municipalité ayant le taux d'épandage le plus élevé. Ces valeurs indiquent que des effets modérés pourraient se manifester à certaines périodes, chez certaines espèces sensibles, mais que le risque est moins élevé pour la plupart des plantes aquatiques, dans la plupart des lieux et des périodes.

3) Invertébrés aquatiques

Chlamys asperrimus pourrait subir des effets nocifs dans 34 % des expositions se produisant en avril, dans le corridor Québec-Windsor.

La probabilité d'effets négatifs sur cet organisme diminue à moins de 25 % des cas, dans d'autres lieux et à d'autres périodes. Dans la municipalité ayant le taux d'épandage le plus élevé, des effets nocifs ont été prévus dans 88 % des cas. Aucun autre organisme ne risque de subir des effets négatifs dans plus de 3,5 % des cas d'exposition. En général, on considère que les membres de ce groupe ne courent pas de risque grave, même si des expositions importantes peuvent se produire chez certaines espèces sensibles.

4) Vertébrés aquatiques

Ce sont les vertébrés aquatiques qui présentent le plus haut risque d'exposition importante. Parmi les études examinées par Letts (2000a), les valeurs de la CL₅₀ après 96 heures pour la truite arc-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 que des concentrations supérieures ou égales à ces valeurs se produisent est respectivement de 52,6 %, 26,8 % et 25,2 % en janvier et de 67,2 %, 36,2 % et 33,8 % en avril, aux endroits situés dans le corridor Québec-Windsor. Il s'agit de la région où ont été enregistrées les concentrations les plus élevées, par les deux sources de données les plus complètes. Des concentrations de cet ordre sont plus susceptibles de se manifester dans les régions où la concentration maximale annuelle moyenne de chlorure issu des sels de voirie est supérieure à 1 000 mg/L dans les eaux de ruissellement (concentration modélisée pour 53 des 90 villes). Dans ces régions, le ferrocyanure dans les eaux de ruissellement non diluées pourrait avoir des effets sur les invertébrés aquatiques.

3.7.5 Conclusion pour les ferrocyanures

La présente évaluation indique qu'aux taux d'épandage actuels de sels de voirie les effets potentiellement négatifs associés au ferrocyanure de sodium se limitent au biote aquatique, certains effets négatifs pouvant se manifester chez les espèces sensibles de microorganismes, de végétaux et d'invertébrés aquatiques. Les vertébrés aquatiques les plus sensibles, présents dans les fossés et les cours d'eau qui longent les routes dans les régions de forte utilisation, seraient par ailleurs les plus vulnérables aux expositions nocives. D'une part, la modélisation de la probabilité que des effets se produisent a été basée sur les expositions prévues dans les fossés et n'a pas tenu compte de la dilution subséquente dans les plans d'eau récepteurs, ce qui aurait tendance à surestimer l'exposition. D'autre part, la modélisation a été basée sur la dilution des sels par les précipitations annuelles totales, ce qui sous-estimerait l'exposition à n'importe quelle période. L'effet ultime des ferrocyanures sur les populations de poissons varie en fonction d'un large éventail de paramètres, incluant des paramètres qui influent sur les quantités de ferrocyanure pénétrant dans les cours d'eau (p. ex., quantité de sels de voirie utilisée 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 des populations de poissons et d'amphibiens dans les plans d'eau récepteurs, sur le taux de dilution dans les plans d'eau récepteurs, etc. Par conséquent, même si les données disponibles indiquent un risque d'effets négatifs, il est impossible de prévoir d'une manière fiable l'impact des ferrocyanures sur les populations de vertébrés dans les plans d'eau situés en bordure ou à proximité des routes.

3.8 Conclusions globales

3.8.1 Considérations

Comme le prévoit le paragraphe 76(1) de la LCPE 1999, les substances inscrites sur la LSIP doivent faire l'objet d'une évaluation afin de déterminer si elles sont « effectivement ou potentiellement toxiques ». Dans le cadre de la présente évaluation, les sels de voirie ont été évalués pour déterminer s'ils sont effectivement ou potentiellement toxiques au sens des alinéas 64a) et 64b) de la LCPE 1999, selon lesquels :

... est toxique toute substance qui pénètre ou peut pénétrer dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à : a) avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique; b) mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

3.8.1.1 Environnement

La LCPE 1999 propose une définition assez vaste d'« environnement », celui-ci incluant tous les composants biotiques et abiotiques de la biosphère (LCPE 1999, article 3) : « environnement » ensemble des conditions et des éléments naturels de la Terre, notamment

1. l'air, l'eau et le sol;
2. toutes les couches de l'atmosphère;
3. toutes les matières organiques et inorganiques ainsi que les êtres vivants; d) les systèmes naturels en interaction qui comprennent les éléments visés aux alinéas a) à c).

Cette définition ne fait pas de distinction entre environnement « naturel » et « non naturel ». De fait, on peut considérer que tous les écosystèmes ont été exposés à des stress ou à des modifications résultant de l'activité humaine, que ce soit à l'échelle locale (p. ex., destruction de l'habitat, émission de polluants non persistants dans les effluents liquides), régionale (p. ex., dispersion de polluants atmosphériques) ou mondiale (polluants organiques persistants, effets atmosphériques mondiaux, etc.).

L'entreposage et l'épandage des sels de voirie, de même que l'élimination de la neige usée, se font dans des lieux aménagés - en l'occurrence les entrepôts de sels, le réseau routier et les lieux d'élimination de la neige. Cependant, le degré « d'aménagement » de ces lieux varie considérablement. Ainsi, les sels de voirie peuvent être entreposés dans des installations spécialement conçues à cette fin ou, au contraire, être temporairement empilés en bordure des routes ou dans des entrepôts de sels. Les routes peuvent faire partie de réseaux complexes avec emprises et fossés maçonnés ou longer des cours d'eau, des lacs ou des terres humides qui reçoivent directement les eaux de ruissellement routier. Enfin, les décharges de neige varient d'installations étanches dotées de dispositifs de rétention et de traitement des eaux de fonte à de simples décharges aménagées sur des terrains vacants. Donc, la quantité de sels de voirie qui s'échappent de ces lieux artificiels varie elle aussi sensiblement, tout comme le niveau de préoccupation que suscitent ces installations ou les mesures de protection qu'elles requièrent.

Dans certains cas, les composantes environnementales qui se trouvent à l'intérieur ou à proximité immédiate de ces systèmes artificiels peuvent revêtir une grande importance, sur le plan écologique (Nadec, 2001). Il a ainsi été démontré que les abords des routes servaient d'habitat à une grande 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 routes jouent donc deux rôles écologiques importants :

• Ils contribuent à préserver la biodiversité en servant d'habitat à certaines espèces. En Grande-Bretagne, par exemple, 35 des 257 espèces végétales rares poussent le long des routes et ces endroits sont même devenus l'habitat principal de certaines de ces espèces (Way, 1977). Au Québec, 75 espèces d'oiseaux ont été observées dans les emprises routières, dont 29 espèces sont des oiseaux migrateurs qui parcourent de grandes distances et 10 sont des résidents locaux à l'année (Lacroix et Bélanger, 2000). Les oiseaux migrateurs sont des espèces protégées, en vertu des dispositions de la Loi sur la Convention concernant les oiseaux migrateurs. Dans certaines régions du Québec, les fossés en bordure des routes sont les seuls endroits où l'on a observé la reproduction de la grenouille Pseudacris triseriata - une espèce classée vulnérable parmi les espèces en péril de cette province (Saumure, 2001). Dans le sud-ouest de l'Ontario, de 0,5 à 3,8 % des prairies d'herbes hautes ou des savanes de chênes, recensées lors des relevés effectués durant les années 1700 et 1800, sont toujours présentes (Bakowsky et Riley, 1994). Au moins 35 espèces végétales indigènes des prairies d'herbes hautes sont toujours présentes en bordure des routes du sud et du centre de l'Ontario, là où les conditions rappellent celles des prairies (Woodliffe, 2001), et treize d'entre elles figurent sur la liste provinciale des espèces rares, menacées ou en péril (Argus et al., 1987; Woodliffe, 2001).
• Les abords des routes réduisent la probabilité que des espèces locales disparaissent à cause de la fragmentation de leur habitat. Bien qu'il ait été démontré que la fragmentation de l'habitat contribue à la disparition de l'espèce (Wilcox et Murphy, 1985), des recherches montrent également que, lorsqu'il y a fragmentation, le fait de relier les fragments au moyen de bandes d'habitat propice contribue au maintien de la biodiversité à l'intérieur de ces fragments (Noss, 1983; Lefkovitch et Fahrig, 1985; Bennett, 1990; Bélanger, 2000). Or il a été démontré que les bordures de route procurent des bandes d'habitat propice, qui relient divers fragments et qui assurent ainsi la continuité de l'habitat (Huey, 1941; Getz et al., 1978; Lewis, 1991; Andreassen et al., 1996).

Toute modification dans les habitats en bordure des routes, résultant de la contamination par les sels de voirie, pourrait donc nuire à la valeur écologique de ces zones.

3.8.1.2 Effets nocifs

Bien sûr, tout changement environnemental n'est pas forcément négatif. Ainsi, les changements qui se situent à l'intérieur des fluctuations normales ne sont pas forcément nocifs en soi, ni n'entraînent nécessairement des effets nocifs, mais les changements plus marqués peuvent l'être. Les dommages susceptibles de résulter d'une augmentation de la concentration de sels dans l'environnement dépendent, entre autres, de l'ampleur, de la durée et de la fréquence des changements.

Par ailleurs, les effets observés au niveau d'une population, d'une communauté ou d'un écosystème sont en général considérés plus dommageables, sur le plan environnemental, et plus préoccupants que ceux qui se manifestent à un niveau inférieur. Peu d'études ont cherché à déterminer directement les effets d'une substance inscrite sur la Liste des substances d'intérêt prioritaire sur une population, une communauté ou un écosystème. En effet, la plupart des études toxicologiques sont réalisées en laboratoire, sur des échantillons qui sont relativement petits lorsqu'on les compare à la taille des populations dans l'environnement naturel. Malgré ces limites, bon nombre des effets mesurés lors d'études en laboratoire et sur le terrain peuvent s'appliquer à des populations, communautés et écosystèmes. Les effets sur des processus tels que la croissance, la reproduction ou la survie sont étroitement liés à la viabilité des populations naturelles et servent d'indication des risques de dommage environnemental. Donc, bien qu'il soit souvent impossible de quantifier les effets probables sur l'écosystème, on peut présumer que, lorsque les concentrations ambiantes se rapprochent des concentrations associées à de graves effets sur des organismes particuliers (p. ex., la concentration létale moyenne), il en résultera également des effets nocifs sur l'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 poids de la preuve et le principe de la prudence », durant l'examen et l'interprétation des résultats de l'évaluation visant à déterminer si une substance inscrite sur la LSIP est « effectivement ou potentiellement toxique ».

Il est impossible de déterminer le seuil précis où les effets sont considérés suffisamment étendus ou dommageables pour déclarer une substance « effectivement ou potentiellement toxique ». La méthode du poids de la preuve consiste à examiner plusieurs sources de données et paramètres, en tenant compte notamment de plusieurs sources de données pour un milieu environnemental particulier (p. ex., évaluation des eaux de surface en regard des seuils de toxicité pour un éventail d'organismes aquatiques, du risque de modification des populations d'algues dulcicoles, de la modification de la structure physique des lacs, de l'exposition due à la contamination des sources par des eaux souterraines). Les conclusions globales finales doivent tenir compte de l'éventail complet des sources de données, dont certaines ne permettent de tirer que des conclusions ténues alors que d'autres fournissent des preuves plus rigoureuses. En utilisant la méthode fondée sur le poids de la preuve, on peut réduire les biais et les incertitudes qui résultent de l'utilisation d'une seule méthode pour estimer les risques.

3.8.2 Résumé de l'évaluation

Les sels de voirie servent en hiver à l'entretien des routes (déglaçage et anti-glaçage) et, en été, à la réduction de la poussière. Les sels inorganiques de chlorure examinés dans la présente évaluation incluent le chlorure de sodium, le chlorure de calcium, le chlorure de potassium et le chlorure de magnésium. Dans l'environnement, ces sels se dissocient en un anion chlorure et son cation correspondant. On a en outre évalué les ferrocyanures, des additifs antiagglomérants ajoutés à certains sels de voirie. On estime qu'environ 4 750 000 tonnes de fondants au chlorure de sodium ont été épandues pendant l'hiver 1997-1998 et que 110 000 tonnes de chlorure de calcium sont utilisées sur les routes chaque année. On n'utilise que de très petites quantités des autres sels. D'après ces estimations, environ 4,9 millions de tonnes de sels de voirie peuvent être rejetées dans l'environnement au Canada chaque année, soit environ 3,0 millions de tonnes de chlorure. Les charges annuelles en sels de voirie sont les plus fortes en Ontario et au Québec, moyennes dans les provinces de l'Atlantique, et les plus faibles dans les provinces de l'Ouest.

Les sels de voirie pénètrent dans l'environnement canadien à la suite de leur entreposage et de leur utilisation, et de l'élimination de la neige enlevée des routes. Ils pénètrent dans les eaux de surface, dans le sol et dans les eaux souterraines après la fonte des neiges, et sont dispersés dans l'atmosphère par les éclaboussures et la pulvérisation d'eau causées par les véhicules et par la poussière transportée par le vent. Les ions chlorure sont très conservatifs, c'est-à-dire qu'ils suivent le cycle de l'eau sans retard et sans perte. Par conséquent, presque tous les ions chlorure qui pénètrent dans le sol et les eaux souterraines atteindront éventuellement les eaux de surface : quelques années à quelques décennies ou plus peuvent être nécessaires pour que les concentrations dans les eaux souterraines atteignent l'état d'équilibre. Les préoccupations qui concernent les sels de voirie touchent tous les milieux environnementaux à cause de leur dispersion générale dans l'environnement.

Les concentrations de fond naturelles de chlorure dans l'eau sont généralement de quelques mg/L, avec quelques instances locales ou régionales de plus forte salinité naturelle, par exemple dans certaines régions des Prairies et de la Colombie-Britannique. On a mesuré de fortes concentrations de chlorure liées à l'épandage des sels de voirie sur les routes ou rejetés des entrepôts de sels ou des lieux d'entreposage de la neige. Par exemple, on rapporte des concentrations de chlorure supérieures à plus de 18 000 mg/L dans les eaux de ruissellement des routes. On a aussi observé des concentrations allant jusqu'à 82 000 mg/L dans les eaux de ruissellement des amas non recouverts de mélanges d'abrasifs et de sels d'un entrepôt de sel. Les concentrations de chlorure de la neige déblayée des rues des villes peuvent varier considérablement. Par exemple, les concentrations moyennes de chlorure de la neige provenant des rues de Montréal allaient de 3 000 à 5 000 mg/L respectivement pour les rues secondaires et primaires. Les eaux provenant des routes, des entrepôts de sels ou des lieux d'entreposage de la neige peuvent se diluer à divers degrés lorsqu'elles pénètrent dans l'environnement, où on a mesuré des concentrations de chlorure allant jusqu'à 2 800 mg/L dans les eaux souterraines de zones adjacentes à des entrepôts de sels, jusqu'à 4 000 mg/L dans des étangs et des milieux humides, jusqu'à 4 300 mg/L dans des cours d'eau, jusqu'à 2 000 à 5 000 mg/L dans des étangs urbains endigués et jusqu'à 150 à 300 mg/L dans des lacs ruraux. Alors que les plus fortes concentrations sont habituellement associées au dégel hivernal ou printanier, on peut également mesurer de fortes concentrations en été, en raison du temps que prennent les ions à parvenir aux eaux de surface et des débits réduits en été. Les plans d'eau les plus sujets aux impacts des sels de voirie sont les petits étangs et les cours d'eau qui drainent les grandes zones urbanisées, ainsi que les cours d'eau, les milieux humides ou les lacs qui drainent les grandes routes. Des mesures sur le terrain révèlent que l'épandage sur les routes dans les régions rurales peut augmenter les concentrations de chlorure même dans des lacs à quelques centaines de mètres des routes.

On a évalué la possibilité d'impacts sur les réseaux régionaux d'eaux souterraines à l'aide d'une technique de bilan massique qui donne une indication des concentrations de chlorure possibles en aval d'un réseau routier sur lequel il y a épandage de sel. Le modèle de bilan massique et les mesures sur le terrain ont indiqué qu'on pourrait voir des concentrations de chlorure supérieures à 250 mg/L dans les eaux souterraines régionales sous un réseau routier à forte densité sujet à des charges annuelles de plus de 20 tonnes de chlorure de sodium par kilomètre de route à 2 voies. D'après les données sur les charges de sels de voirie, les zones urbaines du sud de l'Ontario et du Québec et les provinces de l'Atlantique sont les plus menacées par les impacts sur les eaux souterraines régionales. Les eaux souterraines aboutissent dans les eaux de surface ou émergent sous forme d'infiltration et de sources. Des recherches ont montré que 10 à 60 % du sel épandu pénètre dans les eaux souterraines peu profondes et s'accumule jusqu'à ce qu'on atteigne des concentrations stabilisées. On a décelé des concentrations élevées de chlorure dans les sources d'eaux souterraines émergeant à la surface.

On observe habituellement des effets toxiques aigus sur les organismes aquatiques à des concentrations de chlorure relativement élevées. Par exemple, la concentration létale moyenne de 4 jours (CL₅₀) pour le cladocère Ceriodaphnia dubia est de 1 400 mg/L. L'exposition à de telles concentrations est possible dans les petits cours d'eau situés dans les zones urbaines très peuplées, où le réseau routier est dense et la charge en sel de voirie très élevée, dans les étangs et les milieux humides adjacents aux routes, près des entrepôts de sels mal gérés, et à certains lieux d'entreposage de la neige.

On observe une toxicité chronique à de plus faibles concentrations. Les effets toxiques pour le biote aquatique sont associés à l'exposition à des concentrations de chlorure aussi faibles que 870, 990 et 1 070 mg/L pour les effets létaux moyens (embryons de têtes-de-boule, oeufs/embryons de truite arc-en-ciel, daphnies, respectivement). La concentration sans effet observé (CSEO) pour le test sur la survie du premier stade de 33 jours de la tête-de-boule était de 252 mg/L de chlorure. De plus, on estime qu'environ 5 % des espèces aquatiques seraient touchées (concentration létale moyenne) à des concentrations de chlorure d'environ 210 mg/L, alors que 10 % pourraient l'être à environ 240 mg/L. Des concentrations encore plus faibles peuvent provoquer des changements à la structure des populations ou des communautés. Chaque espèce d'algue ayant sa concentration optimale de chlorure pour sa croissance et sa reproduction, on a associé des changements de populations dans les lacs à des concentrations de 12 à 235 mg/L. Les fortes concentrations de chlorure dans les lacs peuvent mener à une stratification qui, en retardant ou empêchant le mélange saisonnier des eaux, peut avoir des répercussions sur la distribution de l'oxygène et des éléments nutritifs. On a observé des concentrations de chlorure entre 100 et 1 000 mg/L ou plus dans divers cours d'eau et lacs urbains. Par exemple, les concentrations maximales de chlorure dans des échantillons d'eau prélevés dans quatre ruisseaux de la région de Toronto variaient de 1 390 à 4 310 mg/L. On a signalé des concentrations de chlorure supérieures à environ 230 mg/L, correspondant à celles qui ont des effets chroniques sur les organismes sensibles, dans ces quatre cours d'eau durant une grande partie de l'année. Dans les zones où on utilise beaucoup de sels de voirie, particulièrement dans le sud de l'Ontario et du Québec et dans les Maritimes, les concentrations de chlorure dans les eaux souterraines et les eaux de surface atteignent souvent des niveaux pouvant affecter le biote, comme l'ont démontré des études faites en laboratoire et sur le terrain.

L'épandage de sels de voirie sur les routes peut également avoir des effets nocifs sur les propriétés physiques et chimiques des sols, particulièrement dans les zones de piètre gestion des sels, sols et végétation. Les effets sont associés aux zones adjacentes aux entrepôts de sels et aux routes, principalement dans les zones de dépression mal drainées. Ces effets sur les sols incluent les impacts sur la structure, la dispersion, la perméabilité, le gonflement et l'encroûtement, la conductivité électrique et le potentiel osmotique du sol, qui peuvent, à leur tour, avoir des impacts abiotiques et biotiques sur l'environnement local. Le principal impact abiotique est la perte de stabilité du sol durant les cycles d'humidification et de séchage, et durant les périodes de fort ruissellement de surface et de vents violents. Les impacts biologiques sont principalement liés au stress osmotique imposé à la macro- et microflore et à la macro- et microfaune du sol, ainsi qu'à la mobilisation des macro- et micronutriments causée par le sel et qui affecte la flore et la faune.

De nombreuses études sur le terrain ont documenté les dommages causés à la végétation et les changements dans la structure des communautés végétales dans les zones touchées par le ruissellement de sels de voiries et la dispersion aérienne. Les espèces halophytes, comme les quenouilles et le roseau commun, envahissent facilement les zones touchées par les sels, modifiant ainsi la présence et la diversité des espèces sensibles au sel. Les teneurs élevées du sol en sodium et en chlorure ou l'exposition aérienne à ces ions entraînent une réduction du nombre de fleurs et de fruits chez les espèces végétales sensibles; des lésions au feuillage, aux pousses et aux racines; une réduction de la croissance; et une réduction de l'établissement des jeunes plants. Les plantes terrestres sensibles peuvent être affectées par des concentrations dans le sol supérieures à 68 mg/L de sodium et à 215 mg/L de chlorure. Les zones ayant ce genre de concentrations longent les routes et les autoroutes et les autres endroits où des sels de voirie sont épandus pour le déglaçage ou la réduction de la poussière. L'impact de la dispersion aérienne se fait sentir jusqu'à 200 m de la bordure des autoroutes à voies multiples et jusqu'à 35 m des routes à deux voies où du sel de déglaçage est utilisé. Le sel nuit aussi à la végétation le long des cours d'eau qui drainent les routes et les installations de manipulation des sels de voirie.

Chez la faune mammifère et aviaire, l'exposition aux sels de voirie provoque des effets sur le comportement ainsi que des effets toxicologiques. L'ingestion de sels de voirie augmente la susceptibilité des oiseaux à être frappés par les automobiles. De plus, le calcul de l'apport en sels de voirie suppose que ces derniers peuvent empoisonner directement certains oiseaux, particulièrement lorsqu'il n'y a pas d'eau libre durant les hivers rigoureux. Les sels de voirie peuvent aussi toucher la faune par leurs effets sur l'habitat : la réduction de la couverture végétale ou les déplacements de populations peuvent avoir des répercussions sur la faune qui dépend de ces plantes pour son alimentation ou son abri. Les données disponibles supposent qu'on aurait sous-estimé la sévérité des mortalités sur la route d'espèces d'oiseaux migrateurs protégées par le fédéral (p. ex. les pinsons de la sous-famille des carduélinés) et la contribution des sels de voirie à cette mortalité.

Les ferrocyanures sont très persistants mais peu toxiques. Toutefois, en solution et en présence de lumière, ils peuvent se dissocier pour former des cyanures. À leur tour, les ions de cyanure peuvent se volatiliser et se dissiper assez rapidement. Les effets ultimes des ferrocyanures dépendent donc de l'équilibre complexe de la photolyse et de la volatilisation qui, elles, dépendent des facteurs environnementaux. Des modèles venant appuyer cette évaluation révèlent qu'il est possible que certains organismes aquatiques subissent des effets du cyanure dans les régions où l'on utilise de grandes quantités de sels de voirie.

3.8.3 Incertitudes

La caractérisation des risques environnementaux associés aux sels de voirie, qui est présentée ici, comporte un certain nombre d'incertitudes et d'hypothèses. Ces incertitudes sont en général liées aux lacunes des données obtenues en laboratoire et sur le terrain, qui ont servi à caractériser l'utilisation des sels de voirie au Canada et à évaluer l'impact de ces sels sur différents paramètres environnementaux. Les paragraphes qui suivent traitent plus en détail des incertitudes inhérentes aux conclusions de la présente évaluation, qui viennent compléter les incertitudes soulevées dans les sections précédentes.

Les données sur les sels de voirie ont été obtenues, dans la mesure du possible, auprès des sources les plus exactes. Les données ont également été analysées, afin de déterminer si l'année de référence choisie pour déterminer les charges de sels de voirie était caractéristique. Les résultats de cette analyse révèlent que les charges durant l'hiver 1997-1998 ne sont pas élevées, lorsqu'on les compare à la période de cinq ans pour laquelle des données ont été recueillies. Cependant, une des limites des données vient de ce que celles-ci sont établies en fonction du district d'entretien provincial. Or bien que ces estimations soient fiables, on ignore la répartition exacte de l'utilisation des sels de voirie à l'intérieur d'un district d'entretien. On a présumé que les sels de voirie avaient été répartis également sur l'ensemble des districts d'entretien. Dans les faits, toutefois, certaines routes reçoivent des charges plus élevées et la densité du réseau routier varie à l'intérieur d'un même district. Des estimations ont également été faites pour tenir compte des municipalités qui n'avaient pas fourni de données et aussi des quantités de sels utilisées à des fins commerciales (p. ex., dans les aires de stationnement). Par contre, on n'a pas estimé le volume de sels utilisé par des particuliers ou d'autres organismes, comme les sociétés de transport ou les autorités portuaires.

La plupart des données présentées dans ce rapport portent sur l'épandage des sels de voirie sur les routes. Cependant, les sels de voirie sont également utilisés dans des aires de stationnement et dans d'autres terrains industriels et commerciaux. Le présent rapport ne fournit aucune donnée sur les concentrations de chlorure dans les eaux de ruissellement qui s'écoulent de ces endroits vers les plans d'eau récepteurs, même si ces rejets risquent d'avoir une incidence sur les eaux réceptrices.

De plus, on ignore le nombre exact de lieux d'entreposage des sels en exploitation au Canada. Selon les données obtenues des organismes provinciaux et territoriaux, ceux-ci géreraient quelque 1 300 entrepôts de sels. Cependant, si l'on considère que d'autres paliers de gouvernement (comme les comtés et les municipalités) et des organismes privés s'occupent également de l'entretien des routes, il est probable que le nombre réel d'entrepôts de sels au Canada ait été grandement sous-estimé. Une autre incertitude a trait à la quantité de sels entreposés dans ces lieux. Des données et des estimations sur la quantité de sels entreposés ont été présentées, mais il s'agit d'estimations approximatives. On a estimé, par exemple, que la quantité de sels entreposés dans ces lieux varie de 45 à 21 000 tonnes. D'autres incertitudes ont trait au type de structures servant à l'entreposage des sels de voirie, au nombre d'organismes qui entreposent des mélanges de sels et d'abrasifs à l'extérieur, au pourcentage de sels dans ces mélanges, au rejet des eaux de lavage ainsi qu'à l'éventail des pratiques utilisées pour réduire l'incidence de l'entreposage des sels de voirie sur l'environnement.

L'utilisation de données sur l'exposition en milieux artificiels, par exemple les fossés, les emprises routières et les bassins de retenue des eaux pluviales, pour estimer les effets environnementaux possibles, crée une autre incertitude. Les environnements modifiés peuvent avoir une importance écologique. Ainsi, dans les régions fortement urbanisées, industrialisées ou agricoles, les paysages modifiés tels que les emprises ou les bassins de retenue peuvent en fait être les seuls habitats disponibles pour bon nombre d'espèces, à l'échelle locale ou régionale, y compris des espèces sensibles et des organismes protégés comme les oiseaux migrateurs. À ce titre, l'examen des effets potentiels dans ces environnements modifiés peut être justifiable et, dans certains cas, les concentrations observées dans les milieux artificiels peuvent servir de valeurs substituts pour les concentrations susceptibles d'être présentes dans les régions adjacentes. Donc, les concentrations dans les fossés peuvent être représentatives des concentrations susceptibles d'être présentes dans les cours d'eau ou les terres humides adjacents aux routes, alors que les concentrations dans les eaux souterraines, sous les installations d'entreposage, peuvent être représentatives des concentrations dans les eaux souterraines, dans les alentours immédiats. Dans d'autres cas, toutefois, il pourrait être plus pertinent de considérer que les données sur des milieux artificiels offrent une estimation des concentrations susceptibles d'être rejetées dans l'environnement après une dilution faible ou importante.

Les modèles utilisés pour estimer l'impact des sels de voirie sur les sols, les eaux de surface et les eaux souterraines comportent eux aussi certaines incertitudes. Au départ, toutes les hypothèses formulées pour caractériser les charges de sels de voirie (p. ex., répartition égale sur l'ensemble du district d'entretien) ont été appliquées aux modèles. Qui plus est, ces modèles ont été conçus de manière à être les plus simples possibles, pour calculer des estimations approximatives raisonnables des effets spatiaux des sels de voirie sur divers paramètres environnementaux, à l'échelle nationale. En raison des variables nombreuses et souvent confusionnelles qui entrent en jeu dans l'environnement, il a été impossible d'élaborer un modèle fournissant des résultats propres à un lieu, et les calculs et les méthodes qui sous-tendent ces modèles s'appuient sur des hypothèses régionales. Or si les différentes variables incluses dans ces modèles avaient été mesurées en fonction de chaque lieu, il aurait été possible d'obtenir, par modélisation, des estimations plus précises de l'impact des sels de voirie sur ces différents paramètres environnementaux. Aussi, les estimations produites à partir de ces modèles doivent-elles être considérées comme étant caractéristiques de la gamme d'effets susceptibles de se produire à l'échelle nationale.

Certaines des données d'exposition présentées ici ont été recueillies dans le cadre des programmes réguliers de surveillance de la qualité de l'eau; les échantillons n'ont donc pas été nécessairement prélevés selon un protocole visant à évaluer les effets des sels de voirie sur la qualité de l'eau. Des études comme celle menée par Whitfield et Wade (1992) montrent l'importance de la surveillance continue pour caractériser les effets temporels des sels de voirie sur les cours d'eau, afin de préciser les fluctuations temporelles des concentrations et déterminer si les organismes sont exposés à des taux causant des effets aigus ou chroniques. Cependant, peu de données de surveillance continue étaient disponibles et les données de surveillance recueillies sur plusieurs années ont servi à caractériser les concentrations qui seraient caractéristiques dans certains lieux, à différentes périodes. De plus, quelques études basées sur un échantillonnage continu ou prolongé ont permis de corroborer les résultats d'autres études.

Faute de données de surveillance continue, il est difficile de déterminer si les échantillons prélevés au hasard sont représentatifs des concentrations maximales ou s'ils reflètent davantage les concentrations ambiantes propres à certaines périodes. Des données de surveillance récentes inédites, portant sur six cours d'eau de la région de Toronto entre septembre 2000 et avril 2001, laissent croire que les concentrations de chlorure demeurent élevées durant tous les mois d'hiver. Ainsi, la concentration de chlorure dans les échantillons prélevés entre le 30 octobre et la fin d'avril, dans le ruisseau Etobicoke, le ruisseau Mimico, la rivière Humber, la rivière Don, le ruisseau Highland et la rivière Rouge, a varié respectivement 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 avec d'autres données qui ont servi à caractériser les concentrations de chlorure dans les cours d'eau de la Région du Grand Toronto. Ces données (et les données de surveillance présentées précédemment) semblent en outre indiquer que les organismes aquatiques dans ces cours d'eau seraient exposés à de fortes concentrations de chlorure tout au long de l'hiver et du printemps. D'autres études réalisées au Nouveau-Brunswick indiquent que les concentrations maximales sont atteintes durant l'été.

Une autre incertitude vient des espèces susceptibles d'être touchées par l'utilisation des sels de voirie. Dans les sections sur les écosystèmes aquatiques, la végétation, la faune et les ferrocyanures, les valeurs de toxicité ont été comparées aux concentrations d'exposition caractéristiques de la région en question. À l'intérieur d'une région, toutefois, la distribution des espèces et les concentrations d'exposition correspondantes peuvent varier. Malgré le degré certain d'incertitude, des études de cas ont permis de réduire le niveau d'incertitude et de mettre en lumière le type d'impact auquel on peut s'attendre.

Diverses études de cas, venant étayer les effets des sels de voirie sur des paramètres environnementaux, sont en effet présentées dans ce rapport d'évaluation et la documentation complémentaire. Cet examen des études de cas ne doit toutefois pas être considéré comme exhaustif et il est probable que ces études sous-estiment le nombre de cas où les concentrations de sels ont dépassé les niveaux préoccupants. Par ailleurs, la plupart des études de cas présentées ici ont été mises au premier plan en raison de l'altération du goût de l'eau potable dans des sources alimentées par les eaux souterraines, cette altération étant due à l'élévation de la concentration de sels par suite de l'épandage de sels de voirie. Il est probable que peu de cas de contamination seraient décelés ou déclarés dans les régions éloignées des sources d'eau potable.

Enfin, il est impossible de prévoir l'impact qu'auront les changements climatiques sur l'utilisation future de sels de voirie, cette utilisation étant notamment liée à la fréquence et à la durée des épisodes de précipitations durant lesquels la température de l'air se situe environ entre -10 °C et 0 °C. On peut s'attendre toutefois à ce que toute augmentation annuelle de l'évapotranspiration ou toute diminution des précipitations entraînent une hausse de la concentration de chlorure et d'autres solutés dans les eaux de surface et les eaux souterraines peu profondes. Des données sur le terrain recueillies dans la région des lacs expérimentaux, dans l'ouest de l'Ontario, indiquent qu'une augmentation 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). Malgré l'accroissement prévu des précipitations dans certaines parties du bassin des Grands Lacs, on s'attend également à une forte hausse de l'évapotranspiration dans le bassin versant des Grands Lacs, ce qui se traduira par une réduction des terres humides (Mortsch et Quinn, 1996) et une hausse correspondante des concentrations de solutés.

3.8.4 Conclusions

Chaque année, près de cinq millions de tonnes de sels de voirie qui contiennent des sels inorganiques de chlorure avec ou sans sels de ferrocyanure sont utilisées au Canada. La presque totalité de ces sels se retrouve dans l'environnement, que ce soit à la suite de leur épandage sur le réseau routier ou de pertes provenant des entrepôts de sels ou des lieux d'élimination de la neige. Le présent rapport a défini les situations où les concentrations dans l'environnement sont supérieures ou comparables aux concentrations ayant des effets nocifs sur les propriétés physiques des sols ou des cours d'eau, ou sur les organismes associés à des habitats dulcicoles et terrestres, à de nombreux endroits au Canada.

La contamination locale et régionale des eaux souterraines peut donner lieu, parfois après plusieurs années ou décennies, à de fortes concentrations de chlorure, y compris à des concentrations supérieures aux valeurs de toxicité aiguë et chronique pour les organismes présents dans les sources d'eau.

Dans les eaux de surface associées à des routes ou des lieux d'entreposage, des épisodes de salinité ont été observés durant l'hiver et au printemps dans certains cours d'eau urbains, ces taux se situant dans l'intervalle des valeurs de toxicité aiguë mesurées en laboratoire. Les relevés faisant état de niveaux d'exposition plus faibles, variant d'un taux se rapprochant des niveaux de toxicité chronique calculés en laboratoire à des taux légèrement supérieurs aux taux de salinité de fond, sont plus fréquents et plus répandus. Certains changements mesurables dans le biote ou les communautés aquatiques, ou les deux, ont été observés en laboratoire et sur le terrain à ces concentrations plus faibles, y compris des effets possibles sur la stratification des lacs.

L'augmentation des charges de sels dans les sols peut modifier les propriétés essentielles au maintien d'un sol en santé. Un certain nombre d'études sur le terrain font état de dommages à la végétation et de modifications dans la structure de la phytocénose, dans les régions perturbées par les sels de voirie sous l'effet du ruissellement ou de la dispersion atmosphérique. En outre, des taux élevés de sodium et de chlorure dans le sol, ou l'exposition atmosphérique au sodium et au chlorure, ont souvent été rapportés, à des niveaux ayant un impact sur la croissance, la reproduction et la survie d'espèces végétales sensibles qui poussent le long des routes et des cours d'eau qui reçoivent les eaux de ruissellement des routes et des lieux d'entreposage des sels de voirie.

Des effets comportementaux et toxicologiques ont aussi été observés chez des mammifères et des oiseaux exposés aux sels de voirie, effets qui peuvent aussi se répercuter sur l'habitat de la faune en réduisant le couvert végétal ou en modifiant les communautés dont la faune dépend pour se nourrir ou s'abriter.

Comme les ferrocyanures peuvent se dissocier dans l'environnement pour former du cyanure, certains organismes aquatiques pourraient subir les effets nocifs du cyanure dans les régions où l'on fait un grand usage des sels de voirie.

Même s'il est impossible de quantifier l'importance écologique de bon nombre des effets potentiels décrits précédemment, il ne fait aucun doute, à la lumière des données disponibles, qu'il existe une probabilité raisonnable que les sels de voirie qui contiennent des sels inorganiques de chlorure avec ou sans sels de ferrocyanure aient, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur certains organismes des eaux de surface, certains végétaux terrestres et certaines espèces fauniques du Canada et qu'ils pourraient également mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie à cause de leurs effets sur les systèmes aquatiques, les sols et les habitats terrestres. Par conséquent, les sels de voirie qui contiennent des sels inorganiques de chlorure avec ou sans sels de ferrocyanure devraient être considérés « toxiques » en vertu de la LCPE de 1999, en raison des menaces tangibles de dommages environnementaux graves ou irréversibles qui y sont associées.

LCPE 1999 64a) : À la lumière des données disponibles, on considère que les sels de voirie qui contiennent des sels inorganiques de chlorure avec ou sans sels de ferrocyanure pénètrent dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou la diversité biologique. Par conséquent, on conclut que les sels de voirie qui contiennent des sels inorganiques de chlorure avec ou sans sels de ferrocyanure sont « toxiques » au sens de l'alinéa 64a) de la LCPE 1999.

LCPE 1999 64b) : À la lumière des données disponibles, on considère que les sels de voirie qui contiennent des sels inorganiques de chlorure avec ou sans sels de ferrocyanure pénètrent dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie. Par conséquent, on conclut que les sels de voirie qui contiennent des sels inorganiques de chlorure avec ou sans sels de ferrocyanure sont « toxiques » au sens de l'alinéa 64b) de la LCPE 1999.

Conclusion globale : Sur la base de l'évaluation critique des données pertinentes, les sels de voirie qui contiennent des sels inorganiques de chlorure avec ou sans sels de ferrocyanure sont considérés « toxiques » au sens de l'article 64 de la LCPE 1999.

3.9 Considérations pour le suivi (mesures à prendre)

Le recours aux fondants est une composante importante des stratégies visant à maintenir les routes ouvertes et sûres durant l'hiver et à réduire les accidents routiers, les blessures et la mortalité associés aux périodes de neige et de verglas. La Commission consultative d'experts auprès des ministres sur la deuxième liste de substances d'intérêt prioritaire (LSIP) reconnut ces avantages dans sa recommandation d'évaluer leurs effets potentiels sur l'environnement. Toute mesure élaborée à la suite de la présente évaluation ne devra pas compromettre la sécurité routière; le choix d'options devra être fondé sur l'optimisation des pratiques d'entretien des routes en hiver afin de ne pas compromettre la sécurité routière tout en minimisant les effets nocifs possibles sur l'environnement. Toute mesure prise pour diminuer les effets sur l'environnement réduira probablement aussi la contamination des sources souterraines d'eau potable, ce qui est assurément désirable.

Les activités futures de gestion devraient se concentrer sur les principales préoccupations que l'évaluation a mises en lumière, c'est-à-dire les entrepôts de sels, l'épandage sur les routes, les lieux d'entreposage de la neige et les ferrocyanures.

• Entrepôts de sels : Les principales préoccupations touchent à la contamination des eaux souterraines dans les entrepôts de sels et aux rejets dans les eaux de surface. En outre, le ruissellement des eaux salées de la fonte des neiges peut avoir des effets directs sur les eaux
  de surface et sur la végétation adjacente aux entrepôts. À la lumière des sondages et des recensions, les pertes de sels des entrepôts de sels se produisent à partir des amas (ce qui inclut les amas de sels ainsi que les amas de sable et de gravier auxquels on a ajouté des sels) et pendant la manutention du sel, tant lors de son entreposage que pour le chargement et le déchargement des camions. Le rejet des eaux de lavage des véhicules constitue lui aussi une source potentielle de pertes de sels. On devrait donc considérer prendre des mesures et des pratiques pour s'assurer que les sels et les abrasifs sont entreposés de manière à réduire les pertes en les protégeant des intempéries, pour réduire les pertes pendant les déplacements et pour améliorer la gestion des eaux de ruissellement et de lavage afin de réduire les rejets.
• Épandage sur les routes : Les principales préoccupations écologiques sont liées aux régions à forte densité routière où le recours aux sels de voirie est élevé. Les régions du sud de l'Ontario et du Québec et les provinces de l'Atlantique ont les plus hauts taux d'épandage par superficie et ont donc le plus fort potentiel de contamination des sols et des eaux de surface et souterraines par les sels de voirie due à l'épandage sur les routes. En outre, des régions urbaines d'autres parties du Canada où de grandes quantités de sels sont épandues peuvent causer des problèmes, en particulier pour les ruisseaux et les aquifères complètement entourés par la région urbaine. Dans les régions rurales, les eaux de surface réceptrices du ruissellement des routes sont aussi susceptibles de contamination. Les zones où des éclaboussures ou des gouttelettes d'eau salées provenant des routes peuvent être transportées dans l'atmosphère vers la végétation sensible doit retenir l'attention. Les terres humides directement adjacentes aux fossés des routes et qui reçoivent le ruissellement sous forme d'eaux salées de la fonte des neiges doivent aussi retenir l'attention pour la gestion. En conséquence, on devrait considérer prendre des mesures en vue de réduire l'utilisation globale des sels de voirie dans ces régions. On devrait penser à choisir des produits de remplacement ou des techniques appropriées permettant de réduire l'utilisation des sels tout en assurant le maintien de la sécurité des routes.
• Lieux d'entreposage de la neige : Les principales préoccupations écologiques touchent l'écoulement des eaux de la fonte des neiges dans les eaux de surface, dans le sol et les eaux souterraines dans les lieux d'entreposage de la neige. Des mesures devraient être considérées pour minimiser la percolation dans le sol et les eaux souterraines, et pourraient diriger les rejets des eaux salées de la fonte des neiges vers des eaux de surface dont la sensibilité environnementale est faible ou vers les systèmes d'évacuation des eaux pluviales. Des mesures devraient aussi être considérées pour que les eaux soient suffisamment diluées avant d'être rejetées.
• Ferrocyanures : La présente évaluation indique que l'exposition aux ferrocyanures peut avoir des effets nocifs sur les vertébrés aquatiques les plus sensibles dans les régions à forte utilisation de sels de voirie. On pourrait diminuer les risques en réduisant la quantité de sels utilisée ou en réduisant la teneur en ferrocyanures des formules de sels de voirie. Les fabricants de sels de voirie devraient songer à réduire la teneur en ferrocyanures des sels de voirie afin de minimiser les possibilités d'exposition. Toute réduction de l'utilisation globale des sels de voirie entraînerait une réduction équivalente des rejets de ferrocyanures.