Installations de préservation du bois, cuivre alcalin quaternaire : chapitre G-3

3. Effets sur l’environnement

3.1 Toxicité pour le milieu aquatique

Pour déterminer la toxicité du CAQ dans le milieu aquatique, il faut tenir compte des facteurs suivants :

• La toxicité des concentrés et des solutions de traitement doit être prise en considération étant donné que ces substances sont toutes manipulées aux installations utilisant le CAQ.
• La valence du cuivre peut varier dans le milieu naturel, ce qui peut réduire ou augmenter la toxicité de cet élément. Dans la documentation, on ne signale aucune étude portant sur l’interconversion chimique (valence) du cuivre dans le sol, les eaux souterraines ou les eaux de ruissellement de surface aux sites des installations de préservation du bois ou en provenance de ces dernières. Néanmoins, les formes réduites du cuivre sont rarement observées dans les milieux aqueux (11).

Cuivre :

Il n'existe aucune donnée disponible sur l'écotoxicité aquatique aiguë pour ce complexe d'éthanolamine de cuivre, mais le cuivre est la composante de cette substance qui confère les caractéristiques de pesticide et est, par conséquent, la composante intéressante pour un examen de toxicité dans l'environnement.

Plusieurs procédés influencent le sort de cuivre dans le milieu aquatique. Il s'agit notamment de la formation du complexe, la sorption en oxydes métalliques hydratés, des argiles et des matières organiques et la bioaccumulation. L’information sur les formes physico-chimiques de cuivre (spéciation) est plus informative que les concentrations totales de cuivre. Une grande partie du cuivre rejeté dans l'eau est sous forme de particules et a tendance à se déposer, précipiter ou d'être adsorbé par la matière organique, de fer hydraté, des oxydes de manganèse et de l'argile dans la colonne de sédiment ou d'eau. Dans le milieu aquatique, la concentration de cuivre et sa biodisponibilité dépend de facteurs tels que la dureté de l'eau, de l'alcalinité, de la force ionique, le pH et le potentiel d'oxydo-réduction, propriétés de ligands et de complexes, les particules en suspension et de carbone, et l'interaction entre les sédiments et l'eau (12).

CABDA : (chlorure de n-alkyl (67 % C₁₂, 25 % C₁₄, 7 % C₁₆, 1 % C₁₈) (benzyl) diméthylammonium)

La décision d'admissibilité de réinscription du USEPA a classé CABDA comme très toxique pour les poissons (CL50 = 280 mg ma/L) et très toxique pour les invertébrés aquatiques (CL50 = 5,9 mg ma/L) sur la base d'une exposition aiguë. Les effets chroniques ont été observés dans les poissons à une concentration de 32,2 mg ma/L et une concentration sans effet nocif observé de 4,15 mg ma/L a été établie pour les invertébrés aquatiques.

La composante CABDA du CAQ de type C est stable sur le plan hydrolytique dans des conditions abiotiques et tamponnées avec des pH de 5 à 9. Toutefois, selon une étude sur la biodégradation, l’Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA) a conclu que le CABDA se dégrade facilement en 60 % de dioxyde de carbone en 13 jours. L’étude sur la mobilité dans le sol indique que le CABDA est immobile dans le sol. Le CABDA ne devrait pas présenter de problème de bioconcentration dans les organismes aquatiques (10).

DDACB/CDDA : (carbonate de didécyldiméthylammonium et bicarbonate de didécyldiméthylammonium / chlorure de didécyldiméthylammonium)

Le chlorure de didécyldiméthylammonium (CDDA) est la substance représentative du groupe de composés d’ammonium quaternaire, et les données sur les dangers obtenues pour le CDDA sont considérées comme étant représentatives des dangers associés à tous les produits chimiques affectés à cette catégorie de composés d’ammonium quaternaire (7).

Les pesticides à base de DDACB sontpersistants dans le sol et dans les systèmes eau-sédiments. Le DDACB est stable à l’hydrolyse, à la phototransformation et à la biotransformation et ne forme pas de produits de transformation importants dans l’environnement. Il se lie fortement aux sols; par conséquent, il n’a qu’un faible potentiel d’être lessivé dans les eaux souterraines et de les contaminer.

Étant donné que les pesticides à base de DDACB se répartissent dans les sédiments, s’y lient fortement et sont persistants, ils ont un potentiel élevé de présenter un risque pour les organismes vivant dans les sédiments. Si les eaux de ruissellement provenant du bois traité empilé dans des aires d’entreposage de bois d’œuvre ouvertes et si les effluents des installations de préservation du bois pénètrent dans les systèmes aquatiques, ils présentent un risque pour les organismes aquatiques (13).

Étant donné que le CDDA est immobile dans le sol et n’est pas susceptible de contaminer les plans d’eau par les eaux de ruissellement, la bioaccumulation de CDDA chez les poissons d’eau douce ou les organismes aquatiques est peu probable. Les données sur la disponibilité du CDDA dans l’eau à partir du bois indiquent que l’utilisation de CDDA comme agent de préservation peut entraîner de faibles rejets dans l’environnement (6).

En Colombie-Britannique, où le CDDA est ajouté aux formulations anti-tache colorée de l’aubier, la réglementation provinciale stipule que les concentrations de ce produit dans les effluents ne doivent pas excéder 700 mg/L (14).

Bore :

L'acide borique peut être présent à diverses concentrations en solution CAQ L'acide borique est ajouté comme inhibiteur de corrosion et non comme un ingrédient actif, c’est donc pourquoi il est généralement présent en faible concentration.

Les effets du bore sur les plantes aquatiques sont très spécifiques à l'espèce (15). Le borate, comme le silicate, est un oligo-élément essentiel pour la croissance des plantes aquatiques. Le bore, dans des conditions d'excès, atténue les carences en éléments nutritifs dans certains organismes phytoplanctoniques et peut provoquer des variations temporelles de la composition du phytoplancton dans les eaux côtières (15). Le phytoplancton peut tolérer jusqu'à 10 mg de bore inorganique/L, en l'absence de contrainte de pH et de carence en éléments nutritifs. Bien que les concentrations de bore plus élevées, jusqu'à 100 mg/L, est susceptible d'entraîner une redistribution des espèces en favorisant la croissance de certaines espèces et la suppression de certaines autres (16). Il a été démontré que le bore s'accumule dans les plantes aquatiques, ce qui peut être une preuve de son importance dans la nutrition des plantes. Malgré une tendance à s'accumuler dans les plantes et les algues, le bore ne semble pas se bio-amplifier dans la chaîne alimentaire (17).

Les jeunes huîtres du Pacifique (Crassostrea gigas) accumulent le bore par rapport à la disponibilité, mais n'ont montré aucune rétention prolongée après l'arrêt de l'exposition. Au niveau actuel de rejets industriels d'environ 1,0 mg B/L, on ne note aucun danger évident pour les huîtres et les vertébrés aquatiques (18).

Les vertébrés aquatiques les plus sensibles pour lesquels des données sont disponibles ont été le saumon coho (Oncorhynchus kisutch), avec une concentration létale médiane (CL50) de 12 mg B/L dans l'eau de mer (exposition de 16 jours), et le saumon sockeye (O. nerka ), présentant des résidus tissulaires élevés après une exposition de 3 semaines à l'eau de mer contenant 10 mg B/L.

Les concentrations de bore entre 0,001 et 0,1 mg/L ont eu peu d'effet sur la survie des embryons de truite arc-en-ciel après une exposition de 28 jours. Ces faibles niveaux peuvent représenter une réduction du potentiel de reproduction de la truite arc en ciel, et à > 0,2 mg B/L peuvent nuire à la survie des autres espèces de poissons, selon Birge et Black (19); toutefois, des données supplémentaires sont nécessaires pour vérifier ces spéculations. Birge et Black ont signalé que les concentrations de 100-300 mg B/L ont tué toutes les espèces de vertébrés aquatiques testés; que la mortalité embryonnaire et tératogenèse étaient plus élevées dans l'eau dure que dans l'eau douce, mais que la mortalité des larves de poissons et d'amphibiens a été plus élevée dans l'eau douce que dans l'eau dure, et que les composés de bore sont plus toxiques pour les embryons et les larves que pour adultes (20).

Les lignes directrices canadiennes sur les concentrations maximales de solution de CAQ et d’éthanolamine dans les milieux aquatiques n’ont pas été établies, mais il existe des lignes directrices pour le DDACB, l’ammoniac et le cuivre et elles sont présentées au tableau 3. Cependant, comme ces limites peuvent changer de temps à autre, des examens périodiques des limites et des lignes directrices sont recommandés.

Les lignes directrices et les limites pour le cuivre indiquées au tableau 3 sont fondées sur les concentrations totales, ce qui reflète les recommandations de nombreuses études scientifiques qui indiquent que l’état actuel des connaissances ne permet pas d’établir des valeurs limites de qualité de l’eau fondées sur l’état de valence ou les fractions dissoutes dans l’eau (21).

Les lignes directrices provinciales s'appliquent et devraient être consultées. Elles peuvent différer des lignes directrices nationales ou être plus précises. Les règlements provinciaux peuvent exiger des mesures supplémentaires qui pourraient améliorer, mais non réduire la protection.

3.2 Pollution atmosphérique

La pollution atmosphérique provenant des installations de traitement au CAQ peut produire des niveaux importants d’émissions d’ammoniac ou d’éthanolamine. Les niveaux d’émissions atmosphériques devraient être surveillés, et des dispositifs antipollution appropriés, comme des épurateurs peuvent être utilisés aux endroits qui le requièrent afin de respecter les limites réglementaires d’émissions atmosphériques.

3.3 Contamination des sols

Dans l'environnement terrestre un certain nombre de facteurs influent sur le sort du cuivre dans le sol, y compris : la nature même du sol, le pH, la présence d'oxydes, le potentiel d'oxydoréduction, des surfaces chargées, les matières organiques et d'échange de cations. La plupart du cuivre déposé dans le sol est fortement adsorbé. La bioaccumulation de cuivre à partir de l'environnement se produit si le cuivre est biodisponible. Les facteurs de capitalisation varient considérablement entre les différents organismes, mais ont tendance à être plus élevés à des concentrations d’exposition plus faibles. L'accumulation peut conduire à des charges exceptionnellement élevées du corps de certains animaux (comme les bivalves) et les plantes terrestres (tels que ceux qui poussent sur des sols contaminés). Toutefois, de nombreux organismes sont capables de réguler la concentration de cuivre de corps (12). Le cuivre est un élément essentiel à la bonne santé et le bon fonctionnement des processus biologiques des plantes et des animaux. La surexposition au cuivre ou une carence peuvent avoir des effets graves indésirables (22).