Les amendements organiques peuvent contribuer à augmenter les stocks de C séquestré dans les sols dégradés (Ussiri et Lal 2005; Lal 2008). D’après Larney et Angers (2012), il existe deux situations pour lesquelles l’application d’amendements organiques peut résulter en une véritable séquestration du carbone atmosphérique : 1) l’application sur des sols présentant une réelle capacité à stocker le carbone; et 2) l’augmentation de la productivité primaire nette (PPN) grâce à l’utilisation d’amendements organiques. En effet, ces matières peuvent créer un potentiel accru pour la photosynthèse en améliorant la fertilité des sites récepteurs (Brockway 1983). Ce potentiel est plus important pour les amendements constitués de substances rémanentes dont la décomposition lente favorise l’humification et la stabilisation à long terme des composés organiques (Lashermes et al. 2009; Larney et Angers 2012). Les résidus de traitement des eaux de papetières figurent au nombre de ces substances (Camberato et al. 2006).

Les résidus de traitement des eaux de papetières démontrent un potentiel intéressant lorsqu’utilisés comme amendement pour la restauration de sites dégradés (Haering et al. 2000). Plusieurs études sur des sols agricoles et forestiers semblent démontrer une influence positive de ces résidus sur la production de biomasse, les propriétés physiques du sol, la rétention des nutriments et la capacité d’échange cationique (CEC), entre autres (Bellamy et al. 1995). De plus, l’application et l’incorporation des résidus de traitement des papetières peuvent s’accompagner d’une amélioration de la rétention d’humidité, de l’agrégation et d’une diminution de l’érosion hydrique et éolienne (Chow et al. 2003).

Les caractéristiques chimiques et physiques des résidus de traitement des eaux de papetières varient d’une installation de production à une autre (Haering et al. 2000). On les classe généralement en trois types (Désilets 2003) : 1) les résidus du traitement primaire des eaux de procédé; 2) les résidus du traitement secondaire des eaux de procédé; et 3) les résidus de désencrage. Les résidus du traitement primaire sont principalement constitués de fibres de cellulose; ils ont un contenu élevé en carbone (ratio C:N généralement compris entre 200:1 et 250:1) et un faible contenu en éléments nutritifs (0,1 à 0,25 % N). Les résidus du traitement secondaire ont un faible contenu en carbone (ratio C:N généralement compris entre 6:1 et 7:1) et un contenu plus élevé en éléments nutritifs (3,0 à 4,0 % N). Finalement, les résidus de désencrage ont un faible contenu en éléments nutritifs et se distinguent par leur contenu en argiles kaolinites (Watson et Hoitink 1985; Camberato et al. 2006). Le terme générique « biosolides » désigne un mélange de résidus primaires, secondaires ou de désencrage (Désilets 2003).

Comparativement aux biosolides municipaux, les biosolides de papetières présentent des concentrations moins élevées en macronutriments (N, P, K, Ca, Mg,S), en micronutriments (Cu, Zn) et en métaux (As, Cd, Cr, Hg, Ni, Pb, Sn, Se) (Edwards & Someshwar 2000). De plus, des sels solubles de Na, SO3 et SO4 peuvent être présents à des niveaux élevés dans les résidus en raison des additifs utilisés dans les procédés, bien que la déshydratation des boues réduit considérablement la présence de ces sels (Haering et al. 2000).

L’épandage des biosolides de papetières à des fins de valorisation comporte plusieurs enjeux, notamment : les coûts (Palumbo et al. 2004), les odeurs (Riffon & Cyr 2000), l’immobilisation des nutriments (N, P, S) lorsque le ratio C: N est trop élevé (Catricala et al. 1996; Fierro et al. 2000; Price & Voroney 2007) et la contamination potentielle des eaux souterraines et de surface (Désilets 2003; MDDEP 2005; Camberato et al. 2006). Toutefois, un suivi adéquat de l’utilisation des biosolides de papetières comme amendement peut permettre d’éviter les problèmes de pollution du sol (Brockway 1983; Vasconcelos & Cabral 1993). En outre, les résidus de traitement des eaux de papetières ne seraient pas toxiques pour les organismes du sol dans la plupart des cas (Fraser et al. 2009; Gallardo et al. 2012).

Au Québec, environ 1,38 million de tonnes de biosolides de papetières ont été produites au cours de l’année 2011 (MDDEFP 2013). De cette quantité, 592 096 tonnes (42,9 %) on fait l’objet d’une valorisation énergétique, 331 153 tonnes (24,0%) ont été recyclées dans les secteurs agricoles et forestiers sous forme d’épandage, 6 142 tonnes (0,4 %) ont été compostées et 59 886 tonnes (4,3 %) ont été valorisées par d’autres modes. Au total, 391 096 tonnes de biosolides de papetières (28,3 %) ont été vouées à l’élimination par enfouissement en 2011 (MDDEFP 2013).

Une meilleure performance en ce qui a trait à la valorisation des résidus de traitement des papetières pourrait contribuer à l’objectif de la Politique québécoise de gestion des matières résiduelles qui vise à recycler 60 % de la matière organique putrescible résiduelle d’ici 2015 et d’en interdire l’élimination d’ici 2020 (Gouvernement du Québec 2011). Il s’agit également d’une mesure prévue au Plan d’action 2013-2020 sur les changements climatiques (PACC 2013-2020) pour l’atteinte de l’objectif québécois de réduire les émissions provinciales de GES de 20% sous les niveaux de 1990 d’ici 2020 (Gouvernement du Québec 2012).

À l’heure actuelle, il existe trop peu de données permettant d’estimer les bénéfices climatiques et surtout, la faisabilité opérationnelle d’une telle mesure. En effet, certaines contraintes comme les conditions hivernales et l’isolement géographique des fabriques pourraient nécessiter le recours par l’industrie des pâtes et papiers au stockage temporaire des biosolides de papetières, plutôt qu’à un enfouissement permanent. Dans cette optique, le bilan des émissions attribuables au recyclage de biosolides de papetières préalablement enfouis (BPPE) devrait être scientifiquement documenté et comparé à d’autres scénarios de disposition en vue d’évaluer les bénéfices éventuels liés à leur utilisation.